G E R A R B K ÍE L Y
■ Coordinador de la traducción y revisión técnica
JOSÉ M IGUEL VEZA P r o f e s o r de. T e c n o lo g í a s del M e d i o A m b i e n t e U n i v e r s i d a d de L a s P a l m a s de G ra n C a n a ria
M A D R ID • B U E N O S A IR E S • C A R A C A S • G U A T E M A L A • L IS B O A • M É X IC O N U E V A Y O R K ■ P A N A M Á • S A N J U A N ° S A N T A F É DE B O G O T Á • S A N T IA G O • S A O P A U L O A U C K L A N D • H A M B U R G O • L O N D R E S • M IL Á N • M O N T R E A L • N U E V A D ELH I • P A R ÍS S A N F R A N C IS C O • S ID N E Y • S IN G A P U R • ST . L O U IS • T O K IO • T O R O N T O
Coordinador de la traducción y revisión técnica
JOSÉ MIGUEL VEZA P rofesor de. T e c n o lo g í a s del M e d i o A m b ie n te Universidad d e L a s P a lm a s d e G ra n C a n a ria
M A D R ID • B U E N O S A IR E S • C A R A C A S ■ G U A T E M A L A • L IS B O A ■ M É X IC O N U E V A Y O R K • P A N A M Á • S A N J U A N • S A N T A F É D E B O G O T Á ■ S A N T IA G O • S A O PA U !. A U C X L A N D • H A M B U R G O • L O N D R E S • M IL Á N • M O N T R E A L * N U E V A D ELH I • P A R ÍS S A N F R A N C IS C O • S ÍD N E Y • S IN G A F U R • ST . L O U IS • T O K IO • T O R O N T O
L a
in fo rm ació n
co n ten id a
en
M c G ra w -H ill In co rp o rated dito .
N o
o b stan te,
ex actitu d
o
ni
ni
el
trab ajo
M c G ra w -H ill
perfecció n
M c G ra w -H ill
este
p ro ce d en te
de
au to ;
la
serán
h a
sid o
o b te n id a
p o r
de fu en tes d ig n as d e c ré ni
d
au to r
in fo rm ac ió n
resp o n sab les
g aran tizan p u b licad a.
de
cu alq u ier
la N i
error,
o m i s i ó n o d a ñ o o c a s i o n a d o s p o r el u s o d e e s t a in f o r m a c ió n . E s te trab ajo se p u b lic a co n el re c o n o c im ie n to e stá p ro p o rc io n a n d o ta r
n ingú n
m ie n to s só lo
ja
y
tip o la
in fo rm ació n de
q u e
cu alq u ie r
A M B I E N T A L .
se
un a
de
técn ic o .
fib ra
F u n d a m e n to s ,
en
g u ía
de p ro fe sio n a les
de q u e el au to r
tratando d e L os
este
g en eral.
p res
p ro c e d i
libro
tie n en
S e
d e b erá
cu alificad o s c u a n d o
se
ó p tica.
e n to rn o s ,
te cn o lo g ías
y
siste m a s
g estió n
N o
esiá
p e rm itid a
in fo rm ático , e lec tró n ico , p rev io
y
ni
ia
ia r e p r o d u c c i ó n tran sm isió n
m ecán ico ,
p o r escrito
D E R E C H O S
de
to ta l
p o r fo to co p ia,
d e
los
R E S E R V A D O S
titu lare s
(C)
iiíicio
V alre ak y
B asau ri,
-
o
parcial
n in g u n a
form a
p o r reg istro
dei
de o u
este p o r
lib ro ,
ni
cu alq u ie r
su
tratam ien to
m e d io ,
o tro s m é to d o s, sin
el
ya
sea
p erm iso
C o p y rig h t.
1999, respecto
M c G R A W - H I L L /íN T E R A M E R I C A N A L
o
no
p rese n ta n
c o m o
sistem a
ex p re so
pero
p ro fesio n al
servir
¡a a s is te n c ia
im p íam e n te
d e
serv icio
in te n ció n
co n tar con
I N G E N I E R Í A
de
u n a in fo rm ac ió n ,
D E
a
ia p r i m e r a
E S P A Ñ A ,
e d ició n
S.
A .
en
esp añ o l,
p o r
U .
1.a p l a n t a
17
2S023 Aravaca (Madrid) T rad u cid o
de
la
p rim era
E N V I R O M E N T A L
C o p y rig h t IS B N :
0
IS B N :
tü) M C M X C V I I
in g lé s
de
p o r M c G ra w -H ill,
In tern atio n al
(U K ) L im ite d .
S 4 -4 S 1-2039-6 le g al:
A n to n io
C u b ierta:
en
0 7 -7 0 9 1 2 7 -2
D ep ó sito
E ditor:
e d ició n
E N G I N E E R I N G ."
D esig n
P reim p resió n :
M .
G arcía
2 3 .S S 9 -2 0 0 3
E ra g e
M a síe r.
D IM A
M o n o C o m p ,
S .
A .
Impreso por E d ito rial No m o s S. A. Impreso en Colombia
Prinfced in Colom bia
1
CONTENIDO
VOLUMEN 1 PR Ó L O G O A LA E D IC IÓ N E SPA Ñ O L A PRÓLOGO
....................................................
xiii
.............. .........................................................................................................
A G R A D E C IM IE N T O S L IST A B E A U T O R E S
............................................................................................. ...................................................................................
xxii!
PA R T E PR IM E R A BASES FU N D A M E N T A L E S P A R A LA IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L C A P Í T U L O 1.
H IS T O R IA Y M A R C O L E G A L
....................................
1.
In tr o d u c c ió n h istó ric a al e n torno del a g u a y del agua re sid u al I n tr o d u c c ió n histó ric a al e n to rn o del aire .................................... In g e n ie ría , ética y a m b i e n te ............................................................... L e y e s a m b ientales en la U E y E E U U .......................................... E v o lu c i ó n de la leg isla ció n am bienta] en la U E ..................... A l g u n o s a cu erd os a m b ie n ta le s in te rn a c i o n a l e s im p o rta n te s . L e g isla c ió n a m bie n ta l e n la U E ...................................................... L e g isla c ió n a m b ie n ta l e n E E U U ................................................... C o m p a ra c ió n de la legislación ambiental en la U E y en E E U U 10. P r o b l e m a s ........................ .......................................................................... R e f e r e n c i a s y lecturas de a m p l i a c ió n ......................................................... C A P I T U L O 2.
C O N C EPTO S E C O L O G IC O S Y RECURSOS N A T U R A L E S ....................................................................................
P aul S. G iller, Alan .4. M yers y John O 'H allaran 2.1. 2.2. 2.3. 2.4.
In tr o d u c c ió n a la p e rsp e c tiv a eco ló g ica ............................................. El v a lo r del a m b ie n te ................................................................................ N i v e l e s de o rgan izació n en elc o m p o n e n te b ió tic o del a m b ie n te . P r o c e s o s en el e c o s is te m a ....................................................................
4? 4-5• 53
vi
C O N TEN ID O
2.5. L a d i m e n s i ó n h u m a n a ............................................................................. 2.5. G ra d i e n t e s a m b i e n ta le s , t o le r a n c i a y a d a p t a c i ó n ......................... 2.7. C a m b i o s a m b i e n t a l e s y a m e n a z a s ala m b i e n te ............................ ..................................................................................................... 2.3. Problem as R e f e re n c ia s y l e c tu ra s d e a m p lia c ió n ............................................................. C A P Í T U L O 3.
63 64 70 72 73
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO L O G ÍA EN IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L . . .
75
3.1. I n t r o d u c c ió n .................................................................................................. 3.2. P r o p i e d a d e s física s y q u í m i c a s d e l ag u a ......................................... 3.3. Q u í m ic a a t m o s f é r i c a ................................................................................ 3.4. L a q u í m i c a del s u e lo ................................................................................ 3.5. M i c r o b i o l o g í a ............................................................................................... 3.6. R e a c c i o n e s q u í m i c a s y b i o q u ím i c a s ............................................ 3.7. B a la n c e s d e m a t e r i a y c o n f ig u r a c i o n e s de r e a c t o r .................... 3.S. Problem as ...................................................................................................... R e f e re n c ia s y l e c tu ra s d e a m p lia c ió n .........................................................: .
75 82 131 141 146 1 /0 177 193 195
...............................
199
4.]. In t r o d u c c ió n ................................................................................................... 4.2. C ic lo h i d r o l ó g i c o ...................................................................................... 4.3. B a l a n c e h i d r o l ó g i c o ................................................................................ 4.4. B a la n c e d e e n e r g í a .................................................................................... 4.5. P r e c ip i t a c ió n ................................................................................................ 4.6. In filtra c ió n ...................................................................................................... 4.7. E v a p o r a c i ó n y e v a p o t r a n s p i r a c i ó n ..................................................... 4.S. R e la c i o n e s p r e c i p it a c i ó n - e s c o r r e n t ía ............................................ 4.9. I n s t r u m e n t a c i ó n h i d r o ló g i c a .................................................................. 4.10. C a u d a l e s d e in u n d a c i ó n ........................................................................... 4.11. C a u d a l e s m í n i m o s ....................................................................................... 4.12. H i d r o l o g í a u r b a n a ....................................................................................... 4.13. A g u a s u b t e r r á n e a ....................................................................................... 4.14. Q u í m i c a de l a g u a su b te rr á n e a , c o n ta m in a c i ó n y su p r e v e n c ió n . 4.15. P r o b l e m a s ...................................................................................................... R e f e r e n c ia s y l e c t u ra s d e a m p lia c ió n . . . : .................................................
199 200 204 205 209 22 2 23 4 244 255 256 264 265 26S 286 298 301
C A P Í T U L O 4.
C O N C E P T O S D E H ID R O L O G ÍA
SEGUNDA PA RTE L O S A M B IE N T E S D E LA C O N T A M IN A C IÓ N C A P Í T U L O 5.
S IS T E M A S E C O L Ó G IC O S , P E R T U R B A C IO N E S Y C O N T A M I N A C I Ó N ..........................................................
309
P aul S. Giller, A la n A. M yers y John O 'Plalloran 5.1.
I n tr o d u c c ió n
...................................................................................................
309
C O N TEN ID O
5.2. El e n torn o del a gua d u l c e ..................................................................... 5.3. S i ste m a s m arin os .............................. ’...................................................... 5.4. E c o s is te m a s terrestres ............................................................................. 5.5. S i ste m a s ecológicos y c o n ta m in a c ió n ............................................. 5.6. P ro b l e m a s ..................................................................................................... R e f e r e n c ia s y lecturas de a m p l i a r ................................................................ C A P ÍT U L O
.
6
PE R S PE C T IV A S E C O L Ó G IC A S D E LA C O N T A M I N A C I Ó N D E L A G U A ...................................................
P aul S. Giller, Alan /l. M yers y John O ’H ulloran 6.1. In tro d u c c ió n .................................................................................................. 6.2. N o r m a s y p a rám etro s d e calidad del a g u a .................................... 6.3. E v a lu a c ió n J e la calid ad del ag u a .............•....................................... 6.4. C o n ta m in a n te s acuá tic os ........................................................................ 6.5. C o n ta m in a c ió n de ag u as dulces ......................................................... 6 .6 . C a lid a d de las aguas de estuarios ...................................................... 6.7. C o n ta m in a c ió n m arin a .............................................................................. 6 .8 . P r o b le m a s ..................................................................................................... R e f e re n c ia s y lecturas de a m p lia c ió n ............................................................ C A P Í T U L O 7.
C A L ID A D D E L A G U A E N R ÍO S Y L A G O S : P R O C E S O S F Í S I C O S .....................................................................
7.1. 7.2. 7.3.
I n tro d u cc ió n .................................................................................................. P a r á m e tr o s org ánicos de calidad de agua ....................................... O x í g e n o disuelto y d e m a n d a biológica de o x í g e n o en cursos d e agua ................................................................................................................. 7.4. P ro c e s o s de t ran s fo rm a ció n en m asas d e a g u a ........................... 7.5. P ro c e s o s de transporte en m as as de agua ....................................... 7.6. T ra n s fe r e n c ia de o x íg e n o p o r transporte e n la im erfase d e las m a s a s de a gua ............................................................................................ 7.7. El p ro c e so de m ez cla p o r tu rbule ncia s en los ríos ..................... 7.8. C a lid a d del a gua en la g o s y em balses ............................................. 7.9. L a c alid ad de las aguas subte rrán e as ................................................ 7.10. P r o b l e m a s ..................................................................................................... R e f e re n c ia s y lecturas de a m p lia c ió n ............................................................
C A P ÍT U L O 8.1. 8.2. 8.3. 8.4.8.5. 8 .6 .
8
.
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
.....................
I n tro d u c c ió n .................................................................................................. S i s t e m a de c o n ta m in a c ió n atm osfé ric a ............................................. L o s c o n ta m in a n te s a tm o sfé ric o s ......................................................... C o n ta m in a n te s d e re fe re n c ia .................................................................. D e p o s i c ió n ácida .......................................................................................... C a m b i o clim ático global: ga se s d e in v e r n a d e r o ...........................
v i íi
C O NTEN ID O
D e p o s ic ió n acida ........................................................................................... 8.5. C a m b i o c lim á tic o g lo b a l: g a se s de in v e r n a d e r o ............................ 8.7. C o n t a m i n a n t e s no crítico s .................................................................... 8.3. E s t á n d a r e s de e m is io n e s d e o rig e n in dustrial ................................. 8.9. M e t e o r o l o g í a de la c o n ta m in a c i ó n a tm o sf é r ic a .............................. 8.10. D i s p e r s i ó n a tm o s f é ric a .............................................................................. 8.11. P r o b l e m a s .................................................................................................... R e :’, re ncias y lec tu ra s d e a m p l i a c ió n ............................................................ 8
C A P Í T U L O 9.
C O N T A M IN A C IÓ N P O R R U ID O
483 484 489 439 494 506 522 5 24
..............................
52 7
9.1. I n t r o d u c c ió n .................................................................................................... 9.2. P r o p i e d a d e s físicas d e l s o n id o ............................................................ 9.3. El r u id o y las p e r s o n a s ............................................................................ 5.4. C rite rio s s o b r e los r u i d o s .............................. 9.5. E s t á n d a r e s del ru id o .................................................................................. 9.6. M e d i c i ó n d e ! r u i d o ..................................................................................... 9.7. P r o p a g a c i ó n del s o n i d o e n e xte riore s ................................................ 9.3. L ín e a s d e niv el del r u i d o ....................................................................... 9.9. S e c c ió n del r u id o en u n a e v a l u a c i ó n d e i m p a c to a m b i e n ta l , 9.10. C o ntrol del ruid o ........................................................................................ ....................................................................................................... 9.11. P r o b l e m a s R e fe r e n c ia s y lec tu ra s de a m p l i a c ió n ............................................................
527 530 538 542 545 547 5o4 560 56 2 563 565 566
D onncha O 'C in n éid e
C A P Í T U L O 10.
C O N T A M IN A C IÓ N A G R ÍC O L A
. . . i ..................
569
10. i. I n t r o d u c c ió n .................................................................................................. 10.2. L o s c ic lo s de n u tr ie n te s e n los siste m a s a g ríc o la s ..................... 10.3. P r o p i e d a d e s físicas y q u í m i c a s del suelo .................................... 10.4. P r o d u c c i ó n de r e s i d u o s e n las g r a n ja s ........................................... 10.5. C o n t a m i n a c i ó n p o t e n c i a l d e los re sid u o s a g ríc o la s ..................... 10.6. P é r d i d a s d e n u tr ie n te s .................................................... 10.7. O tros r e s i d u o s y c o n ta m in a n te s p o te n c ia le s .................................. 10.3. L e g i s l a c i ó n (U E ) ...................................................... 10.9. R e s u m e n ........................................................................................................ ..................................................................................................... 10.10. P r o b l e m a s R e fe r e n c ia s y le c tu ra s de a m p l i a c ió n .............................................................
569 57 0 574 579 581 58 2 5S5 587 588 589 589
B ill M agette y O w en Cartón
TERCERA PARTE T E C N O L O G ÍA S D E IN G EN IER ÍA . A M B IE N T A L C A P Í T U L O 11 . 11.1. 11.2. 11.3.
T R A T A M IE N T O DE AGUAS
.....................................
593
I n t r o d u c c i ó n .................................................................................................. C a n ti d a d d e ag u a n e c e s a r ia .................................................................... E s t á n d a r e s de c a lid a d de ag u a ................................................
593 594 595
CO N T EN ID O
11.4. 11.5.
O ríg e n es de] a g u a y su calidad .......................................................... P ro c e so s de tratam ien to de ag uas ...................................................
. 6 . P r e tr a ta m ie n to del ag u a ......................................................................... 11.7. S e d im e ntac ión , c o ag u lac ió n y f lo c u l a c i ó n ................................. 1 1 .8 . Filtración ...................................................................................................... 11.9. D e sin fec c ió n ................................................................................................ 11.10. Fluoración ................................................................................................... 11.11. P ro c e so s a v a n z a d o s de t ratam ien to d e aguas ............................... 11.12. E stánd ares p rim a rio s d e agua p o t a b l e en E E U U ..................... 11.13. P r o b le m a s ................................................................................................... R e f e re n c ia s y lecturas d e a m pliac ión ............................................................. 1 1
C A P Í T U L O 12.
T R A T A M IE N T O DE LA S AG UAS R E SID U A L E S .
12.1. In trodu cc ió n ............................................................................................. 12.2. C a u d ales y características de a g u a s re sid u ales ........................... 12.3. D ise ñ o de una r e d de sa n e a m ie n to ................................................... 12.4. P ro c e so s de tratam iento de agu as r e s id u a le s .............................. 12.5. P re tratam ien to d e aguas re sid u ales ................................................ 12.6. T ra ta m ie n to p rim a rio ............................................................................... 12.7. T ra ta m ie n to s e c u n d a rio ......................................................................... 12.8. S istem as de f a n g o s a ctivados ............................................................. 12.9. S iste m a s de c u ltiv o fijo ......................................................................... 12.10. E li m in a c i ó n d e nu trientes ...................................................................... 12.11. D e c a n ta c ió n s e c u n d a ri a ......................................................................... 12.12. P ro c e so s de tr atam ien tos a v a n z a d o s ................................................ 12.13. D e sin fe c c ió n de agua residual ............................................................. 12.14. D if u so r e s p a r a aguas residuales .......................................................... 12.15. P ro b le m a s ................................................................................................... R e f e r e n c i a s y lecturas d e am p liación ............................................................. C A P Í T U L O 13.
D IG E S T IÓ N A N A E R O B IA Y T R A T A M IE N T O D E F A N G O S ............................................................................
13.1. In trodu cc ió n al tratam ien to de d i g e s t i ó n a n ae ro b ia ............... 13.2. M ic r o b io lo g ía de la digestión a n a e r o b i a ....................................... 13.3. D i s e ñ o de r e a c to r e s ................................................................................. 13.4. P r o d u c c ió n de m e t a n o ............................................................................ 13.5. A p lic a c io n e s de la digestión a n a e r o b i a .......................................... 13.6. L eg isla ció n intern acional pa ra lo s b io só lid o s ........................... 13.7. C a racterísticas d e los biosólid os ....................................................... 13 .S. R u t a s de p ro c e sa d o p ara b io só lid o s ................................................ 13.9. P r i m e r a eta pa de tratam iento de l o d o s .......................................... 13.10. T r a ta m ie n to en se g u n d a eta pa d e lo d o s ....................................... 1 3 . 1 ! . E v a c u a c ió n de lodos ............................................................................... 13.12. G e stió n in te g rad a de lodos de d e p u r a d o r a s ................................. 13.13. P r o b le m a s ................................................................................................... R e f e r e n c i a s y lecturas d e a m pliac ión .......................................................
X
C O N T EN ID O
C A PÍTU LO 14.
T R A T A M IE N T O L E RESID U O S SÓ LID O S
. .
843
E jviiid M ortensen y G erard K iely 14.1. In tro d u c c ió n ............................................................................................... 14.2. O r i s e n , c la s if ic a c ió n y c o m p o s ic i ó n de los R S U .................... 14.3. P r o p i e d a d e s d e lo s R S U ....................................................................... 14.4. S e p a r a c ió n .......................................................... . . ................................. 14.5. A l m a c e n a m i e n t o y tr a n s p o r te d e los R S U ................................... 14.6. T r a t a n . : c u t o d e los R S U ....................................................................... 14.7. M i n i m i z a r o n d e los R S U ................................................................. 14.8. R e u ti l iz a c i ó n y r e cicla je de frac c io n e s de R S U ....................... 14.9. T r a t a m i e n t o b io ló g i c o d e lo s R S U .................................................. 14.10. T r a t a m i e n t o té rm ic o : c o m b u s ti ó n / in c i n e r a c i ó n ....................... 14.11. V e r tid o d e R S U ...................................................................................... 14.12. G e stió n in te g r a l de ios r e s id u o s ........................................................ .................................................................................................. 14.13. P r o b l e m a s R e f e r e n c i a s y l e c t u ra s d e a m p l i a c ió n ........................................................... C A P Í T U L O 15.
T R A T A M IE N T O D E R E SID U O SP E L JG K O S O S
.
843 851 859 870 873 881 881 881 887 898 909 928 928 931 935
P er R iem an 15.1. In tr o d u c c ió n .............................................. 15.2. D e f i n ic ió n d e r e s id u o s p e lig ro so s ................................................... 15.3. G e n e r a c ió n d e re s id u o s p e lig r o s o s ................................................... 15.4. R e sid u o s p e li g r o s o s h o s p ita la r io s ............................. 15.5. R e sid u o s d o m é s ti c o s p e lig r o so s ......................................................... 15.6. T r a n s p o r t e d e re s id u o s p e lig r o so s .................................................. 15.7. I n s ta la c io n e s d e t r a ta m ie n to de re sid u o s p e lig r o so s ............... 15.8. P r o y e c to d e un in c i n e ra d o r de re sid u o s p e li g r o s o s ................. 15.9. P r o y e c to de u n a p la n t a de tra ta m ie n to de r e s i d u o s in o rg á n i c o s . 15.10. S is te m a s d e tra t a m i e n t o p a ra re s id u o s p e l i g r o s o s .................... 3 5.11. M a n i p u la c i ó n d e r e sid u o s d e p lan tas d e t r a t a m i e n t o ............... 15.12. Sitios c o n ta m i n a d o s .................................................................. 15.13. D ire c tiv a U E d e r e sid u o s p e lig ro so s ( 9 1 / 6 S 9 / C E E ) . A n e x o s I, II, III ................................................................................................................ 15.14. P r o b le m a s ..............................................................4 ................................... R e f e r e n c i a s y le c t u ra s de a m p lia c ió n ............................................................ C A P Í T U L O 16.
935 940 943 948 950 952 959 965 966 968 992 997 999 1005 1006
C O N T R O L D E E M ISIO N E S IN D U S T R IA L E S D E A I R E .....................................................................................
1007
I n t r o d u c c ió n ................................................................................................ C a r a c te r i z a c i ó n de las c o m e n t e s d e aire ....................................... S e le c c ió n del e q u ip o .............................................................................. D ise ñ o d e l e q u ip o .................................................................................... T e m a s e s p e c i a l e s ................................................................................
1007 1009 1010 1012 1036
Sean B ow ler 16.1. 16.2. 16.3. 16.4. 16.5.
C O N T EN ID O
C A P Í T U L O 17.
C O N T R O L D E LA C O N TA M IN A C IÓ N A G R Í C O L A ..........................................................................................
XÍ
1047
B ill M agette y Owen Cartón 17.1. 17.2. 17.3.
Introducció n ................................................................................................ O bstáculos p a r a el control d e la c o n ta m in a c ió n a g ríc o la . . . Principios d e con tro l de la c o n ta m in a c i ó n del a gua utiliza da en
1047 1048
a g r ic u ltu ra
1049
17.4. 17.5. 17.6. 17.7.
1 0
17.8.
C ontrol de lo s focos p u n t u a l e s ......................................................... Control de l o s focos n o p u n t u a l e s . NP) .................................... A plicación al terreno d e los re sid u o s ............................................. N o rm a s de p rá c t ic a pa ra la a p lic ac ió n al terre n o de r e sid u o s anim ales y d e otros tip os ..................................................................... Control de c o n ta m in a ció n de l aire pro duc ido p o r la agric ultu ra .
17.9.
Problemas
1069 1070
........................................................................................................
........... ................................................................................
R e f e r e n c i a s y lec tura s d e a m p lia c ió n
............................................................
' i
1055 1056 1066 1067
CUARTA PARTE G E ST IÓ N A M B IE N T A L ...............
1075
18.1. In trodu cc ió n ................................................................................................ 18.2. E v alu ac ión d e l ciclo d e v id a ............................................................... .18.3 . E le m entos d e la estrategia d e m i n i m iz a c i ó n de re sid u o s . 15.4. Beneficios d e la m in i m iz a c i ó n de re sid u o s ................................. 18.5. E le m en tos d e un p r o g r a m a d e m in im iz a c ió n de los r e sid u o s 18.6. T écn icas de re d u c c ió n de lo s residuos .......................................... 15.7. Con clu sión ................................................................................................... 18.8. E studio de u n caso: in d u stria de pintura s ( U S E P A , 1990) . . ................................................................................................... 18.9. P ro b le m a s R e fe r e n c i a s y lec tu ra s de a m p lia c ió n ............................................................
1075 1077 1085
C A P Í T U L O 19.
1117
C A P Í T U L O 18.
M L N L M IZ A C ÍÓ N D E L O S R E S ID U O S
D e n n o t C unningham y N oel D uffy
E V A L U A C IÓ N D E IM P A C T O A M B IE N T A L .
int.;-' 1094 110.
ÜO ■ 1 109 1 1 1 2
1114
M ich a el O 'Sullivan 19.1. 19.2. 19.3. 19.4. 19.5. 19.6. 19.7. 19.8.
In trodu cc ió n ........................................................................................ . O ríg e nes de la E IA ................................................................................. P ro c e d im ie n to d e E I A ........................................................................... Selección d e p ro y e cto s p a r a E I A ...................................................... A lc anc e de los estudio s p a r a D IA ................................................... P r e p a ra c ió n d e u n a D I A ........................................................................ R e v is ió n d e la D IA ................................................................................. Gestión de e q u ip o s m u ltid is c ip lin a r e s ..........................................
i i r. 1113 1119 1123 1126 1120 1151
113’
x ii
CO N TEN ID O
19.9. E je m p lo s de p r o y e c t o s ............................................................................ 1 ' ; 0. E s t u d io d e c a s o ......................................................... 19.11. P r o b l e m a s .................................................................................................. R e f e r e n c ia s y le c tu ra s d e a m p lia c ió n ............................................................. A p é n d i c e 19.1. S e l e c c i ó n d e p ro y e c to s .................................................... C A P Í T U L O 20.
IM P A C T O A M B IE N T A L P R O D U C ID O PO R E L TRANSPORTE ......................................................................
1136 1144 1145 1146 1147
1151
Dc-nncha O ’C innéide 20.1. 20.2. 20.3. 20.4. 20.5. 20.6. 20.7. 20.8. 20.9. 20.1 0. 20.11.
In tr o d u c c ió n ................................................................................................... T r a n s p o r t e y d e s a rr o l l o .......................................................................... P la n if i c a c ió n d e l t r a n s p o r t e .................................................................... M a triz del i m p a c t o a m b ie nta l y fa se s d el siste m a de transporte. L o s e f e c to s a m b i e n t a l e s de las c ar re te ra s y de l tráfico . . . . I m p a c to s d e lo s v e h íc u l o s ....................................................................... I m p a c to s s o b r e l a s e g u r id a d y el r e n d im i e n t o ............................... Im p a c to s s e b r e las c arre te ras ............................................................... I m p a c to s d e l a c o n s t r u c c ió n .................................................................. E l tráfico g e n e r a d o p o r p r o y e c t o s p r o p u e s t o s ........................... E v a l u a c i ó n del i m p a c t o a m b ie n ta l d e p r o p u e s t a s de p ro y e c t o s de c a r re te ra s ................................................................................................. 20.12. P r o b l e m a s ...................................................................................................... R e fe r e n c ia s y le c t u ra s d e a m p l i a c ió n .................................................
C A P Í T U L O 21 .
M O D E L IZ A C IÓ N A M B IE N T A L
...............................
1151 1152 1153 1154 1155 1156 1171 1172 1176 1177 1178 1180 1181 1183
21.1. 2.1.2. 21.3. 21.4. 21.5. 21.6. 21.7. 21.8. 21.9. 21.10. 21.11.
In tr o d u c c ió n .......................................................................... 1183 M e c a n i s m o del d e s t in o de c o n ta m in a n te s en el a m b i e n te . 1 1185 L a s m a t e m á ti c a s del transporte de m ateria: d i f u s ió n - a d v e c c ió n . 1194 M o d e l o s d e p o b l a c i ó n y m o d e l o s d e sis t e m a s f í s i c o s 1203 M o d e l iz a c i ó n h i d r o d i n á m i c a d e lo s río s ........................... 1218 M odelizació n d e la c a lid a d del a g u a en los s iste m a s f lu v ia le s .1226 M o d e l i z a c i ó n d e u n a c u e n c a h i d r o g r á f i c a .......................... . . \ 1237 M odelizació n d e la c alid ad del a g u a en e stu a r io s ...... 1243 M o d e l iz a c i ó n d e la c a l i d a d del a g u a en la g o s y e m b a l s e s ..1248 M o d e l iz a c i ó n d e ¡as a g u as s u b t e r r á n e a s . ."....... 1250 M odelizació n d e l tra ta m ie n to d e a g u a s re sid u a le s : l o d o s a c t i vados 1256 21.12. M o d e l iz a c i ó n d e la f u g a c i d a d ................................................. 1258 21.13. M o d e l i z a c i ó n d e la c a lid a d del a ire .................................... 1262 21 .14 . P r o b l e m a s ..................................................................................................... 1272 R e f e re n c ia s y le c t u ra s d e a m p l i a c ió n ............................................................. 1274 G L O S A R IO A P É N D IC E S
....................................................................................................................... ....................................................................................................
ÍN D IC E A N A L ÍT IC O
..................................................................................................
1279 1305 1309
PRÓLOGO A LA EDICIÓN ESPAÑOLA
L a razón fu n d a m e n ta l q u e h a lle va do a la editorial a p u b l ic a r la edición t ra d u c id a de este libra es la c are n cia d e un texto d e estos c a r a c te rís tic a s en c as te lla n o . □ e stu d io de la in g en ie ría a m b ie nta l en su c o n ju n to no e n c u e n t r a m u ch o s tex tos en c astellano en q u e p o d e r d o c u m e n tarse . B ien es cierto q u e en este ú ltim o lap s o de t ie m p o ha a p a re c id o algún texto de i n g e n ie ría ambiental en caste lla no, pero ello no quita interés a esta edic ión de un m a n u a l de in tro d u c ció n a la in g en ie ría a m b ien ta l, de tipo general, sin que lleg ue a se r un libro e sp e c i a l i z a d o en n i n g u n a de las m ate ria s e specíficas (aguas, aire, re sid u o s, etc.). Este texto trata casi todos los c a m p o s de ingeniería a m b ie n ta l, d e sd e las c i e n cias básicas h a s t a las tec n olog ía s y la g e stión . E stá e s t ru c t u ra d o en cuatro partos: u n a In trod ucció n en la q u e se de sc rib e n los f u n d a m e n to s d e la ecología, q u ím ic a , m ic ro biología, e hidrolo gía. U n a s e g u n d a parte de E n to r n o s d e la c o n ta m in a c i ó n en la que se in tro d u c en los posib les e s c e n a rio s en que se p u e d e p ro d u c ir la c o n t a m ina c ió n. U n a terc era p a ite d e d e sc rip c ió n de las T e c n o lo g í a s de in g en ie ría a m biental, pa ra fin a liz a r con un ú ltim o b lo q u e d e G estión a m b ie n ta l ( m in im isac io r. de residuos, e valuac ió n' de im p a c to s , m o d e l i z a d o , etc.). Bien es cierto que la p r o f u n d id a d c o n q u e toca los t e m a s es poca, y que sie m p re se p u e d e p e n s a r que el libro se p o d r í a c o m p le ta r o m á s bien e x te n d e r e:: pro fund idad , p e r o c o m o in tro d u c ció n es c o m p le to a d e m á s d e actualizado. L o s lectores de esta edición, ya se a n e stu diantes d e las div ers as titu laciones en las que se c u rs a In g e n ie ría a m bie n ta l sin c o n o c im ie n to s previos, e n co n trará ., un libro de i n tro d u c c ió n general, a ctu a liz a d o , sin perjuicio de que p o ste r io rm e n te se interesen p o r textos pa ra el estu d io d e aspectos e sp e c ífic o s. El libro es muy didáctico, y es b á s i c a m e n t e un libro de tex to docente. S i e m p r e a nivel de texto introductorio , in c lu y e n u m e r o s o s e je m p lo s resu elto s y p r o b l e m a s p ro p u e sto s q u e facilitan el a p ren dizaje. E s de r e saltar el he cho de q u e el a u to r se a europeo, p o r lo cual incluy e n u m e r o sa s re ferencias a la n o rm ativ a y a la situ ac ió n am bienta l e u ro p ea , y no s ó lo a ia a m erican a. E sto es una venta ja adicion al, p u e sto que la m a y o r í a de los textos que l le g a n a E u r o p a e stán escritos e n E s t a d o s U n id os, y só lo h a c e n re fe re n cia a sus c ircunstan cias c oncretas.
INTRODUCCIÓN a l a q u ím ic a y m ic r o b io lo g ía
77
y la c o n c e n tr a c ió n del c o n stitu y e n te en p p m =
m a s a ae ia so iu c io n e n to n c e s r e o rd e n a n d o ,
Si p = 1 kg/1
e n to n c e s
CA] = C A 2
(3.1)
es decir, la c o n c e n tr a c ió n del c o n stitu y e n te e n p p m m g /k g = c o n c e n tr a c ió n de un c o n s titu y e n te e n m g / 1 . P a r a ia m a y o r p a ite d e las a p lic a c io n e s e n e n to rn o s d e a g u a y a g u a s r e s i d u a les, p - 1 kg/1. P a r a las a p lic ac io n e s en el e n to r n o a tm o sfé ric o , la E c u a c i ó n (3.1) no es válida. E l e m p le o d e mg/1 es lo m á s g e n era l en las a p li c a c io n e s d e agua d e b id o a q u e lo q u e g e n e r a lm e n te se- d e te r m i n a es el v o l u m e n d e la solución a d e m á s de la m a s a del soluto . L a u n id ad p p m se e m p l e a t í p i c a m e n t e en lo dos o se d im e n to s. E j e m p l o 3.1. E x p r e s a r la c o n c e n tr a c ió n de un 3 p o r 100 e n p e s o d e una d iso lu c ió n a c u o s a de C a S 0 4 en térm inos d e mg/1 y p p m .
Solución: 3 % en ^p e s o = ----1 HA 1 0 0
30.000 1
.0
= 3 0 .0 0 0 p p m 0 0 . 0 0 0
d a d o q u e la so lu c ió n es acuo sa, de la E c u a c i ó n (3.1), e n to n c e s C = 3 0 . 0 0 0 mg/1 E j e m p l o 3.2. Si un litro de la s o lu c ió n c o n tie n e 190 m g d e N H * y 9 5 0 m g de N O ¡", e x p r e s a r estos c o n stitu y e n te s e n t é rm in o s de n i tr ó g e n o (N).
Solución: }4 n i ° N 190 m g N H + / 1 = 190 m g N H ++/1 • — -----------------= 148 m g N H 4+ - N/1 18 m g N H J 14 m g N
A l inic io d e e sta se c c i ó n se discute la c o n c e n tr a c ió n en t é rm i n o s de m a s a o peso p a r a u n pe so o u n v o l u m e n fijo d e la so lu c ió n , p o r e je m p lo , 1 1 o 1 kg. Los q u í m i c o s a v e c e s p re fie re n e m p l e a r el m o l c o m o térm in o de la c o n c e n tr a c ió n , que es la m a s a de un c o n s t it u y e n te n u m é r i c a m e n t e igual al p e s o m o le c u la r del c o n sti tuyente . P o r e je m p lo : 1 m o l g r a m o de m e ta n o ( C H 4) = 18 g d e m e t a n o
76
IN G EN IERÍA A M B IE N T A L
q u ím ic a s y b i o q u ím i c a s , l a esteq u io m etría y la cinética, d e m a n e r a que el e s t u diante pu ede de te rm in a r, p o r eje m plo , q u é cantidad de u n a s u s ta n c ia q u ím ic a e sp e cífic a (por e je m p lo « alú m in a» , t a m b ié n conocido c o m o s u l f a to do alu m inio ) se re q u ie re para p u r i f ic a r el a g u a p o ta b le al e lim in a r m i n u c i o s a m e n t e las p a r tíc u las sólid as en s u s p e n s ió n o disueltas. L o s tem a s finales e n e ste capítulo son los ba la n ce s de r r ' : ::a y las co n fig u ra cio n e s d e reactor. L o s b a l a n c e s d e m ateria so n f u n d a m e n ta . ^ ra « c o n ta b iliza r» i as e n tr a d a s y salidas d e los p ro c e so s . En c u a l q u ie r proceso, se a q u í m i c o , b io q u ím ico o físico, la m a s a d e las sustancias q u e e n tra n d ebe ser i g u a l a la m a s a de los p r o d u c to s que salen, m á s o m e n o s c ualqu ier g e n e r a c ió n o p é rd id a en el « proceso». U n e je m p lo trivial es el c a s o de la d e s e m b o c a d u r a de un tu b o q u e d e sc arg a a gua r e sidu al a un río. A l c o n sid e ra r ag uas a rriba de la d e s e m b o c a d u r a , el río tiene u n b a jo nivel de c o n ta m in a c i ó n , m ientras q u e ag u as abajo, el n iv e l d e c o n ta m in a c i ó n es m ás alto y d e p e n d e de las d os e n tra d as : la de l río « lim p io » aguas a rrib a y la descarga d e l a g u a residual d e la tubería. L a can tid ad d e « c o n ta m in a c ió n » v e rtid a le g í t im a m e n te p u e d e d e te r m i n a rse si se con oce el n iv el aceptable de la calid ad del a g u a e n la c o rriente a g u as abajo. U n v o lu m e n d e c o n tro l del tram o d el río de inte rés es, e n este caso, el « reactor» . E n el m u n d o natural e ind ustria l existen m u c h a s c o n f ig u r a c io n e s de reac tore s. Un r e a c to r sim p lifica d o es el d e « m ez cla c o m p l e ta » , d o n d e el flujo de e n tra d a c o n ce n tra d o se m e z c l a rá p id a m e n t e a la e n tra d a del r e a c to r y llega a diluirse, de m a n e r a q u e c u an d o la m as a de flujo de e n tr a d a e s t é lista p ara ser d e s c a rg a d a c o m o e f lu e n te (quizás a los p o c o s días o s e m a n a s ) s u c o n c e n tra c ió n e stará m u y re du cid a. A l te r m in a r este cap ítu lo , el e s tu d ia n te d e b e r í a tener u n a b a s e a d ec u ad a q u e m a n e j e los aspectos q u ím ic o s y m ic r o b i o ló g i c o s dado q u e e stán re la cion a dos e n los capítulos finales c o n los e nto rnos del a g u a , del aire, de l s u e lo y com binados.
3.1.1.
Métodos de expresar la concentración
L o s do s m étodo s d e e x p r e s a r la c o n c e n tr a c ió n de un c o n s t i t u y e n t e líquido o un gas son: 1.
2.
M asa/volum en. L a m a s a de solu to p o r unidad d e v o l u m e n de la so lu c ió n (en la q u í m i c a del agua). E sto es a n á lo g o al peso p o r u n i d a d de vo lum e n; típ icam ente, m g / 1 = pp m (partes p o r millón). M asa/m asa o peso/peso. L a m a s a d e soluto en u n a m a s a d a d a de la s o l u ción; típ i c a m e n t e m g /k g o p p m (p a rte s por m illó n). . . m asa d e la s o l u c ió n Si la d e n s i d a d d e u n a solució n = p = -------------------------------------- (kg !) volum en d e la so lu c ió n
y la c o n ce n tra c ió n de l co n stitu y e n te en m g / 1 = m a s a del c o n stituye n te = CM = — ¡----------T - ¡ -------¡— — ( m g / 1 ) v o l u m e n de la soiucion
73
INGENIERÍA. A M B IE N T A L
d o n d e 1 m o l es la c a n t i d a d de l c o n st it u y e n te q u e c o n tie n e un n ú m e r o de m o lé c u las ig u al al n ú m e r o d e A v o g a d r o . P o r lo tanto la n o ta c ió n m o la r n o se refiere a un peso fijo sino a un n ú m e r o fijo d e p artículas. E n el c o n te x to m o l a r hay cuatro e n ti d a d e s de c o n c e n tr a c ió n : 1.
M o l a li d a d (m ), —-
mol m o le s d e soluto , . - — = — -------- r -i,. £ - / ¡ / '■ > ■}
, : 'f
.
M o i a r id a d (Ai),
mol —
2
m o le s d e soluto
1
eq 3.
1
1
de so luc ió n
e q u iv a le n te d e solu to
N o r m a li d a d ( N ), 1
1
1
de so luc ió n
E p e s o m o le c u la r (a) d o n d e el pe so e q u iv a l e n t e e n — = --------;---------- ;---------eq e q u iv a l e n c ia (n) d o n d e 77 es el n ú m e r o d e p ro t o n e s in d ic a d o s en u n a r e a c c ió n d e o x id a c ió n -r e d u c ción. Si d os s o l u c io n e s d ifere n te s tien en la m i s m a n o r m a l i d a d , r e a c c io n a rá n en p ro p o rc i o n e s ig u ale s, es d e cir \//V , = VbN b
(3.2)
d o n d e VA, Vn son los v o l ú m e n e s de las s o lu c io n e s A y B, y N A, N B so n las n o rm a l i d a d e s re sp ec tiv a s. n ú m e r o de m o le s d e soluto 4. F r a c c ió n m o l a r X = ---------------------------------— ;----m o le s totales d e s o lu c ió n E j e m p l o 3.3. U s a n d o ei E j e m p l o 3.1, es d e c i r u n a so lu c ió n a c u o s a que es u n 3 p o r 100 en p e s o de C aSO j., e x p r e s a r la c o n c e n tr a c ió n e n a) m o la l id a d , tí) m o i a ridad y c) f rac c ió n m o la r .
Solución: P e s o m o le c u la r d e C a S 0 4 = 136 g/m o l 3 p o r 300 en p e so = 3 0 g /k g
a)
M o l a li d a d ( 777 ),
mol 3 0 /k.o------ = ------- — = 0 ,2 2 m o l/ k g kg 136 g /m o l
b)
M o i a r id a d (/Vi),
mol 30 a/1 ------ = ---------- ^ ------= 0 ,2 2 mol/1 = 0 .2 2 M kg 136 g /m o l
c)
3C i 36 F ra c ció n m o l a r , X r ¡m ~ — ■------ :---------- :— = 0,0041
c.so,
3 0
/ j 36 +
9 7 0
/I8
970/1S X H,o =
30/136 + 97 0 /1 S
= 0,9 9 5 9
IN T R O D U C C IO N
A
L A
Q U IM IC A
Y
79
M IC R O B IO L O G IA
C o n c e n t r a c i o n e s e n m a s a c o m o C a C 0 3. U n si s t e m a m uy fre c u e n te para e x p r e s a r las c o n c e n tra c io n e s de la d u r e z a (calcio y m a g n e s i o ) y la a lc alinida d ( H C O ^ , C O j ~ y O H " ) en la q u í m i c a del agua es el si s t e m a del c arb o n a to de c alcio (véase Sec. 3.2.5). E ste s iste m a d e unidades p u e d e pe n sa rse c o m o c o n c e n trac io n e s n o r m a liz a d a s del C a C 0 3, u n a sustancia h a b it u a lm e n t e utilizada en la q u í m i c a de l agua. T 1 cSie sistema, la c o n c e n tr a c ió n d e u n a su s ta n c ia en m g CaCO-,/1 se d e te r m in a por la ecuación: 50 x 10 3 m e C a C O N ú m e r o de e q u iv a le n te s de la s u s ta n c ia por litro x ■ e q u iv a l e n t e de C a C 0 3 P o r e je m p lo , p a r a la dureza, C a C O 3 ->
C a 2+
I mol 2
+
I mol equivalentes
CO ^I rnct' 2 cquivalcnlcs
P a r a el C a 2+ en las reaccio nes de d i s o lu c ió n o p r e c ip ita c ió n , 1 0 0 g mol P e s o e q u iv a le n te de C a C 0 3 = —— — - - 5 0 0 g/eq e q /m o l
Se re m ite al le c to r a Sn o e y in k y J e n k i n s (1980) p a r a un c o m e n ta r io h istóric o s o b re el o rigen de e ste sistem a de u n i d a d e s . E j e m p l o 3.4. D a d a la c o n c e n tra c ió n de C a 2+ c o m o 92 mg/1 en u n a so luc ió n, e x p re s a r la c o n c e n tr a c ió n en eq/1 y t a m b i é n en m g C a C 0 3 /l.
Solución: ,+ ( _ peso m o l e c u l a r El p e s o eq u iv a len te de C a 2+ en m g / m e q = carga
40
20 m g
2
m eq
, c o n c e n tr a c ió n en ma/1 92 m s/l = 4,6 mcq/1 L a n o rm a lid a d (N) en eq/1 = -------------------------------- — = -----------e q u iv a l e n c ia en m g / m e q 2 0 m g /m e q Sin e m b a rg o , el p e s o equiv alente del C a c o m o C a C 0 3 = 50 g/eq = 5 0 m g /m e q ma m eq L a c o n c e n tr a c ió n d e C a en ma/1 c o m o C a C 0 3 = 5 0 — — x 4,6 ----- 1 = 2 3 0 mg/1 meq 1
3.1.2.
Ejemplos esíequioméíricos
Si el gas m e t a n o se q u e m a con o x í g e n o p a r a p ro d u c ir d ió x id o de c a r b o n o y ag ua, la re a c c ió n es CH+ + 0
2
-> C 0
2
+ 2 H ,0
(3.3)
SO
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Ei oxígeno (O) es un « e le m e n t o » de p e so a tó m i c o 16, el h i d r ó g e n o es tam bién un e le m e n to c o n p e s o a tó m i c o 1 y el c a rb o n o es u n e le m e n to d e p e so a tó m ic o 12, U n e le m e n to se d e fin e c o m o « u n a su s ta n c ia p u r a q u e n o p u e d e s e r d iv id id a en otra su sta n c ia p u r a m á s sim p le » . Se cla sifica n en m eta le s y n o m eta le s. E l m e t a n o ( C í l 4) es u n « c o m p u e s t o » d e p e so m o l e c u l a r 16. El d i ó x i d o de c a r b o n o es un c o m p u e s to d e p e s o m o l e c u l a r 44 y el a g u a es un c o m p u e s t o d e p e s o m o le c u la r 18. U n c o m p u e s t o se d e f in e c o m o « u n a s u s ta n c ia p u ra f o r m a d a p o r dos o m á s e le m ento s, c o m b i n a d o s en p r o p o rc io n e s fija s y d e fin id as e n u n a re a c c ió n q u í m i ca». El « p e so m o le c u la r » es la su m a d e los p e so s a tó m i c o s d e t o d o s los á to m o s c o n stituy e nte s. E l p e s o m o le c u la r del m e t a n o es 16. U n « m o l » t ie n e un n ú m e r o de A v o g a d r o (6.02 3 x 1 0 23) de m o lé c u la s y se e x p re s a c o m o m a s a en g m ol g = -----------------------p e s o m o le c u la r L a s re a c c io n e s se e x p r e s a n e s t e q u i o m é t r ic a m e n t e c o m o
CH4
+
1 m o l de m e iü n o
+
2 0
2
->
2 m o le s de ‘ o x íg e n o
CO,
+ ELO
1 m o l de d i ó x i d o d <2 c a rb o n o
+
! m o l de agua
1 x 1 6 g / m o l + 2 x 32 g /m o l -> 1 x 4 4 g / m o l + 1 x 16
<7.
+
64
->
g
44
36 g / m o l
+
g
36
g
B a la n c e de m a te ria : 80 g = SO g. E n los e je m p lo s e ste q u io m é tr ic o s, el l a d o izq u ie rd o de u n a e c u a c i ó n d e te r m i n a d a en g r a m o s (o e n kg) d e b e ser igual al l a d o d e rec h o . É s t e es el m á s e le m en tal de los c o n c e p to s d e b a l a n c e de m a s a q u e re cib e m u c h a a te n c i ó n e n tod o este libro. E j e m p l o 3.5. E n el tratam ien to de a g u a potable, u n a s o l u c i i j a . d e sulfato de alu m in io se e m p l e a c o m o un c o a g u la n te p a r a p r o d u c ir un f l ó c u l o ^ Í ||s y d r ó x id o de alu m in io (lodo). ( V é a s e C a p . 11 pa ra los detalles.) D e t e r m i n a r la^Sffi&idad d e lodo p r o d u c id o si se e m p l e a n 1 0 0 kg p o r d ía de c o a g u l a n t e a lú m in a . BSj^pálisis e s t e q u i o m é t ric o es c o m o sigue:
Solución: A1 2 ( S 0 4 )
3
• 14 H , 0 + 3 C a ( H C 0 3 )
1 m o l de
a lú m in a
2A l ( O H )
2
3 m o le s de
"r
*
b ic a rb o n a to C a
3
0
1 m ol ce
d ió x id o d e c a r b o n o
2
+ 3 CaS04 + +
3 m c lc s de
+
s u if u lo d e C a
( 3 .4 )
+ 14 H , 0 + ,
14 m o le s d e uu uu
.
6
C02
fi m o le s de C Ü -.
IN T R O D U C C IÓ N
A
L A
Q U ÍM IC A
Y
M IC R O B IO L O G ÍA
ÍL
B a la n ce c e m a t e ri a (pasos m o le c ula res): A1 2 ( S 0 4 )
3
• 14 H 20 = 2 7 x 2 + (32 + 16 x 4) x 3 + 14 x (18) = 5 9 4 g
3 C a ( H C 0 3) , = 3 x [40 + 2 A l(O H )
3
=
3 CaS04 14 H , 0 = 6
C02 =
2
x
+
(1
+ 3 x 16)]
1 2
= 486 g
2 x [27 + 3 x (16 + 1)]
= 156 g
3 (4 0 + 32 + 4 x 16)
= 408 g
14 x (2 x 1 -i- 16)
= 252 g
x (12 + 2 x 16)
= 264 g
6
Por tanto, la E cu a ció n (3 .4 ) se c onvierte en: 594 g + 4 8 6 g = 156 g + 408 g + 2 5 2 g + 2 6 4 g 1.080 g = 1.080 g es d ecir 5 9 4 g de alúm ina p r o d u c e n 156 g de lod o d e h i d ro x id o de a lu m i n io y así sucesivam ente es d ecir 1 0 0 k g de alú m ina u s a d o d ia ria m e n te p r o d u c e 26 k g ■: lodo d e hidróxic 'u de a lu m in io .
E je m p lo 3.6. Si el gas na tural (98 p o r 100 de C H 4) se e m p l e a c o m o c o m bustible e n u n a planta de e n e rg ía térm ica , d e te r m i n a r la c a n tid a d d e o x í g e n o requ erido p o r día para p r o d u c ir 100 M W de p o te n c ia si el p o d e r calorífic o del gas es 50 M J /k g . Solución: P o te n c ia 100 M W = 3 .600 x 1 0 2 M J /h 360 x 10 3 G a s re q u erid o = ------------- r = 7,2 t/h 4 50 x 10 ' Gas al 98 % C H 4 -> C H 4 = 0,98 x 7,2 = 7 ,06 t/h E c u a c io n e s esteq u io m étric a s:
CH4 1 m u i
m e ta n o
+
2 0 2 -> 2 H , 0 + C O , 2 mnlcs de ^
o x íg e n o
2 moles de
+ ] m u í dn
agua
CO,
B a l a n c e de m ateria: 80 g = 80 g
82
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E j e m p l o 3.7. L a c o m p o s ic i ó n de! aire está da d a en p o r c e n t a j e en v o l u m e n c o m o : 78,1 % N , ; 2 0 , 9 5 % O , ; 0,05 % Ar. D e t e r m in a r el p e s o m o le c u la r m e d i o d i ! aire y su c o m p o s i c i ó n en peso.
Solución: El p o r c e n t a j e en v o l u m e n es ta m b ié n el n ú m e r o re la tiv o de m o le s.
í j t
C o m p o n e n te
7 8 ,1 0
2S
2 .1 8 6 ,8
;
o.
2 0 ,9 5
32
6 7 0 ,4
2 3 ,1 2
:
Ar
0.9 5
4 0
38
1,3
%
v o lu m e n
=
P e s o
m o le c u la r,
m o le s
‘
G r a m o s
■
%
p eso
g /m o l
Toiai
100,00
100
2 .8 9 5 ,2
7 5 .5
100,0
E< p e so m o le c u la r m e d i o es ~ 2 . 8 9 5 ,2 g /1 0 0 m ol ~ 2 8 , 9 5 2 g/m o l
3.2.
PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL AGUA
E l a g u a n u n c a es p u r a , e x c e p to p o s i b l e m e n t e en su e s t a d o d e vapor. El a g u a si e m p r e c o n tie n e i m p u r e z a s , q u e so n los c o n s titu y e n te s de o r ig e n natu ral. C o n fr e c u e n c ia , el a g u a c o n t i e n e c o n ta m in a n te s , q u e so n c o n s t it u y e n te s de origen antro p o g é n ic o . P o r e j e m p l o , la p r e s e n c i a de las i m p u r e z a s q u í m i c a s de los io n e s calcio y m a g n e s i o ( C a 2 + y M g 2 + ) en las a g u a s s u b t e r r á n e a s son n o rm a l m e n t e de o rig en natural, s i e n d o d e b id a s a la d i s o l u c i ó n de estos m i n e r a l e s a partir de las ro c a s del suelo y s u b t e r r á n e a s . S in e m b a r g o , la p r e s e n c i a de los c o m p u e s t o s del n i tr ó g e n o de n i t r ó g e n o a m o n i a c a l ( N H J , nitrito ( N 0 7 ) o nitrnto (N O J ) en a g u a s u b te r rá n e a p o s i b l e m e n t e se d e b e a la c o n ta m in a c i ó n p r o c e d e n t e de fertiliz an te s a g ríc o la s, de r e s i d u o s líq u id o s a g r íc o la s , d e a g u as re s i d u a l e s f e ca le s o i n d u s tr ia les. E n i n g e n ie ría a m b i e n ta l, el a g u a es de in terés p r in c ip a l d e b id o a su v a r ia d a p re s e n c i a y usos, q u e in clu y e n : ° A g u a s d u ic e s su p e r f i c i a l e s d e lo s ríos y lago s y a g u a s su b t e r rá n e a s c u a n d o se u san c o m o a g u a p o ta b le a A g u a s d u lc e s s u p e r f i c i a l e s c o m o la utiliza d a en los h á b it a ts de p e ce s y o tra fauna ° A g u a s d u lc e s c o m o la u s a d a p a r a las d e s c a r g a s d e líq u i d o s a n tr o p o g é n ic o s ° A g u a s d u lc e s s u p e r f i c i a l e s y a g u a s s u b t e r r á n e a s c o m o las u sa d a s p a r a la irrig a ción ® A g u a s s u p e r f i c i a l e s c o m o las u s a d a s pa ra el ocio ° A g u a s s u p e r f i c i a l e s c o m o las u s a d a s p a ra n a v e g a c i ó n L a a c e p ta c ió n d e un a g u a p a r a u n uso d e f in id o d e p e n d e d e sus p ro p ie d a d e s físicas, q u í m i c a s y b i o l ó g i c a s y a v e c e s de si estas p r o p i e d a d e s p u e d e n m o d ific a r-
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
85
, En suspensión Orgánicos Sólidos •
• Coloidales
Sólidos Inorgánicos
Cisueltos (a)
(b)
Fütrables
Sedim entabas
Sólidos
Sólidos No-filtrables
No sed im en tó les
(c|
(d)
Volátiles
<
No-volátiles (fijos)
F igura 3.1.
(e)
Clasificación de los s ó lid o s que se encuentran en el agu a y en el a g u a residual. „ _______________________
L ____________________________________________________________________________
Microscopio de barrido do efecto tune!
Microscopio electrónico
Microscopio óptico
Atomos
Aminoácidos
Virus
Bacterias
Mundo molecular
1 0 '9
I
10-®
i
1CT7
i
10‘6
|
Algas Hongos Protozoos
M undo biológico
1 0 '5
i
1 0 '“
|
1CT3
|
1 0 '2
|
1 Q '1
i
10ü
...
| milímetros
Tamaño de ia partícula ímm)
Sólidos disuelíos
Sólidos coloidales
No sedim entabas
F igura 3.2.
Sólidos en suspensión o no filirabies
Scjdimentables
Clasificación del ta m a ñ o de partícula de los s ó l i d o s en a g u a y a g u a residual.
86
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
L o s sólidos totales (ST ) d e u n a m u e s tr a de a g u a / a g u a residual es to d o el re sidu o q u e q u e d a d e sp u é s d e j a e v a p o r a c i ó n a 105 °C. L a cla sifica ció n d e la F ig ura 3.1 q u e h a de e le girse d e p e n d e de la a p lic ac ió n . P o r e je m p lo , en Jas i n v e s tig a c io n e s p a r a el d is e ñ o d e un t a n q u e d e s e d i m e n t a c ió n p a r a el tratam ien to del a gua o a g u a residual, sería d e s e a b l e c o n o c e r la fra c c ió n sedim entable. L a c la sifi cación a e m p l e a r es: s e d i m e n t a b l e / n o s e d im e n ta b le . E s t o se d e te rm in a en u n e n sayo de la b o r a to r io u sa n d o un c o n o Im h o ff (Fíg. 3.3) e n ei q u e se vierte la m u e s tra de a g u a y se d e ja s e d i m e n t a r d u r a n te un p e río d o d e 1 h. L a e x te n sió n o g r a d o d ' s e d i m e n t a c ió n se e x p re s a e n to n c e s en m g / 1 . E n las m u e s tr a s de a g u a p o t a b l e o a g u a d e río a v e c e s se de se a c o n o c e r las frac c io n e s de los só lid o s q u e e s t á n en suspensión y t a m b i é n aquellos q u e e stá n disucitos. A v e c e s la f r a c c ió n c o lo i d a l en g e n era l se i n c l u y e con la fr a c c ió n disuelta. L a f r a c c ió n d e los só lid o s en s u s p e n s ió n es a q u e l l a q u e q u e d a r e te n id a en
C o n s titu y e n te s C 3 2*
M g2" Na*
C o n c e n tra c ió n (mg/1) 190 ' 84 75
F e2-
0,1
C d2*
0 2
HCO:
260
S O 2'
64
c o 2-
30
C!-
440
NOj
35
Cono de 1.000 mi transparente
Figura 3.3.
C o n o I m h o ff para d ete rm in ar la fracción s e d im e n ta b le del a g u a residual.
IN TRO D U CCIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
87
un filtro de m e m b r a n a o u n filtro d e fibra de v id rio W h a t m a n d e tam a ñ o de poro a lre d e d o r de 1 ,2 /¿m. Sólidos filtra b le s es el té rm i n o dado a la c o m b in a c ió n de los sólido s c o lo i d a les y disueltos. L a s pa rtícula s coloidales son d e origen arcillo s o y de un tam a ño q u e o sc ila e ntre 1 0 - 3 h a sta 1 /im. Los c o lo id e s no se d isu e lv e n , s in o que p e r m a n e c e n c o m o u n a fase sólid a en suspensió n. G e n e r a l m e n t e los c o lo id e s p e r m a n e c en en s u s p e n s ió n porque su velocidad de s e d im e n ta c ió n es m e n o r q u e 0 , 1 mm/s. El p ro c e s o p o r el cual u n a su s p en s ió n colo idal l le g a a ser i n e s ta b le y e x p erim e n ta u n a s e d i m e n t a c ió n g rav itatoria se d e n o m in a c o a g u la c ió n (C ap. 11). L as p a rtíc u las d isue lta s p u e d e n ser de o rig en orgánic o c inorgánico. E n las p lan ta s de a g u a o a g u a residual, estas fra c c io n e s son e lim in a d a s m ed ia n te c o a g u l a c i ó n q u ím ic a (Cap. 11) o b ie n o x id ac ión bio ló g ic a (Cap. 12). E n los lo d o s se m i-s ó lid o s p rocedentes d el tratamiento d e a g u a residual, a veces es r e le v a n t e ad em ás su b d iv id ir los s ó l i d o s en su s p en s ió n en fraccio nes vo látiles y no-volátiles. Esto corresponde a las frac c ione s o r g á n ic a s e inorgánicas. L a fra c c ió n volátil es g a sific a d a a la te m p e ra tu r a de 550 °C y el re sto del re sid u o es la fr a c c ió n n o -v o lá d l o lo s sólidos fijos e n suspensió n.
3.2.2.
Propiedades químicas inorgánicas del agua
E n tre los p r o c e s o s q u ím ic o s q u e influyen e n la calidad del a g u a descrita por D o jlid o y B e s t (1993) están: • R e a c c io n e s ácido-base • P r o c e so s de in te r c a m b io entre la a t m ó s f e r a y _•! a gua • P re c ip i t a c ió n y d iso lu c ió n de sustancias 9 A c cio n e s/r e a c c io n e s c o m p le ja s ° R e a c c i o n e s de ox id ac ió n -re d u c ció n • P ro c e so s d e a dso rción -de so rc ión L a s p ro p i e d a d e s q u í m i c a s del agua p u e d e n clasificarse c o m o orgá n ic as e inorg ánica s. Q u é p ro p ie d a d e s buscar y q u é análisis de a g u a re a liz a r no sólo de p e n d e del e m p l e o final sino ta m b ié n de su o r i g e n e historia. P o r e je m p lo , p a ra un ag u a su b te r rá n e a h istó r ic a m e n te «pura» sin c o n ta m in a c ió n a n lr o p o g é n ic a c o n o cida, los p a r á m e t ro s cla ves pa ra cuantificar p u e d e n se r los io n e s p rin cipale s de C a 2+ y M g 2 + . É stos vienen dado s en c o n centraciones de mg/1. Un exceso de estos ion es p u e d e ser un a g - .. q u e es in aceptable y corro siva para las insta la c io n e s de fontane ría . U n a g u a superficial es m ás p r o b a b l e que c o n te n g a su sta nc ia s q u í m i cas o rg á n ic a s a p a rtir de la e sc o rre ntía de a r e n a o de la c o n ta m in a c i ó n a n trop ogé nica. L a s p ro p ie d a d e s q u í m i c a s del agua son im portantes p a r a e s t im a r su c alid ad c o m o c o n v e n i e n t e para su u s o dom éstico o industria l. L a p r e s e n c i a o a u se n cia de ciertas su s ta n c ia s qu ím ic as d e fin irán la i d o n e i d a d del a g u a c o m o n o -c o rro s iv a a los m e t a le s o al h o rm ig ó n . L a estim ación d e u n a calidad de a g u a pu ede ser: • E sp e cífic a , por e je m p lo el análisis p a r a los ¡«nes p r in c ip a le s ( C a 2+ y M g 2 + ) o m eta le s p e s a d o s (Pb, Cu, Z n , Sn)
88
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
e G e n e r a l , p o r e je m p lo e n s a y o s c o m o ia a lc a l i n id a d , dureza, c o n d u c tiv id a d elé ctrica , p l í , ele. i o n e s p r i n c i p a l e s . L a s e s p e c ie s iónicas p r i n c i p a l e s e n ciertas a g u a s natu ra les e stá n re la c i o n a d a s en la T a b l a 3.1. Se ve q u e to d a s las aguas n a tu r a le s contie nen c o n s t it u y e n te s i ó n ic o s 'd is u e lto s e n c an tid ad e s v a ria b le s . E l ion d o m in a n t e en el agua d e llu via es el c loruro , y a q u e el a gua de l lu v i a se origina e n g r a n parte en el ag u a m a ri n a . L a s e sp e c ie s ió n ic a s q u e p re d o m i n a n b i e n en ag u as sup erficiales o b ien e n ag u as s u b te r r á n e a s es la del b ic a rb o n a to y las e spe cies i ó n ic a s divalentes d o m in a n t e s son g e n e r a lm e n te el c alcio y el m a g n e s i o . E n el a g u a marina, p r e d o m i n a n los c lo r a ro s y en m e n o r m e d i d a el so d io . L o s detalles d e c a d a e le m en to , e x is te n c ia , s ig n if ic a d o y m é t o d o de d e te r m i n a c i ó n están d a d o s e n D o jlido y col. (1 9 9 3 ). I o n e s s e c u n d a r i o s . A d e m á s de las esp ecies i ó n ic a s p ri n c i p a l e s q u e se en cuentran en las aguas natu rale s, p u e d e haber tam b ién e sp e cies iónic as secundarias. La T a b l a 3.2 las relaciona. Se cla sifica n co m o se c u n d a r ia s ya que sus c o n c e n tr a c io nes están en el orden de p p b (partes p o r billón) o p p t (p a ites por trillón), mientras que los io n e s p rin cip ale s e stán m a s típ ic a m e n te en c o n c e n tr a c io n e s d e ppm . E j e m p l o 3.8. U n a g u a s u b t e r r á n e a se analizó y d io los sig u ie n te s resultados. E m p l e e u n b a la n c e a n ió n - c a tió n p a r a c o m p r o b a r si el análisis es a d e c u a d o . Tabla 3.1.
Principale s espe cie s iónicas en a g u a s naturales C oncentraciones en mg/1
Grupo ión ico.
lo a
.nstiráycn fi ;
Lluvia
. A gua ' Agua A gua de ■ Agua ’ superfi A gua su b te río,"' _ subte cia l,: su p erfi rránea, - Agua prom e- . rránea, em balse cial, r ú r ' D avis, ' de m ar§ Davton dio m un en C ali N iágara § - ; C ali dial f ; O h io ü ' fornia J fornia t í
Cationes
C aldo, C a: * Magnesio, M r * Sodio, N a + ~ Potasio, K +
0.09 0,27 1,98 0,30
1,5 4,1 6.3 2,3
4,0 1,1 2,6 0,6
36' 8,1 6.5 1.2
92 34 8.2 1,4
34 66 67 2.0
400 1.350 10.500 380
Aniur.es
Bicarbonato, HCOJ Sulfato, SO ,' Cloruro, Cl~ Niiraio, NO j
0,12 0,53 3,79 —
5S,4 11,2 7,3 1,0
18,3 16 2 0.41
119 22 13 0,1
339 34 9,6 13
e244 57 39 13,9
142 2.700 19.000
Características generales
STD Dureza total pH com o CaCO;
7,13
34 14,6
165 123
434 369
523 346 7,4
34.500
—
120 56
5,7
t A e re a d o lie Monlgomery (I985).
J A m piado de Tcliobanogious y Sdiroeder (19S7). § Adaptado de Snoeymk y Jenkins (1980). |7 Adr.ptado de Ciudad de Davis, California, I993 Informe Anua] de ¡a Calidad del Agua.
IN TRO D U CCIÓ N A LA Q U ÍM ICA
C a t i o n e s .
A lu m in io , A m o n io ,
A n io n e s
:
3+
A l
N H ¿
A rsén ico ,
A s +
H S O
B isu lfito ,
H S O J
C a rb o n ato , F lu o ru ro ,
B o ra to , 1 3 0 ^ -
H id ró x id o ,
C obre,
F o sfato ,
C u ’ +
2+
3+
, F e
de
3
'
O H -
H ,P O ; ,
S u lfa to , S O
G eorge
1 I P 0 2 ' ,
P O ^ '
C o m p a n y , Inc.
3-
T clio b an o g io u s
d e r, C a ü d c d d e l a g u a íp . 7 2 ), © b lish in g
C O
F ~
S u lfilo , S ’ —
M a n g a n e so , M n ; *
A d a p ta d o
4
B isu lfato ,
B a rio , B a a +
H ierro , F e
89
Especies iónicas s e cu n da ria s en a g u a s naturales
T ab la 3.2.
..¡ .1 1 .
Y M IC RO B IO LO G ÍA
y
E d iv o rd
D .
Schroc-
1987 po r A d d iso n -W c sle y
(R e p ro d u c id o
con
p e rm iso
del
Pu-
e d ito r.)
Solución: Si el análisis satisface la sig uiente e c u a c i ó n del b a l a n c e iónico, e n to n c e s se co n sid era adecuado: | S a n io n e s - S cationes | ^
0,106 5 + 0 , 0 1 5 5 X a n io n e s
A n io n es
.C a tio n e s
Concen Ion.".
tración^
(mg/1)
M .k ¡
M asa J
(3.5)
M nsa
C oncen
C oncen
M asa
tración
«itúm icA
lente !g)
1
(m g/m cq)
tración
Ion
(m eij/l)
'
(ms/1)' '
(ü)
-
cq u iv a-
eq u iv a
. ató m ica
■
■
lente
Concen tra c ió n im e (|/l)
(m g /m eq )
190
4 0 , OS
20
9.5
H C O j
61
4,3
Mg2 +
S4
24.03
12.2
6.9
S O ;'
64
96
4S
1,33
N a T
75
2 3 ,0
25
3,3
C O f
30
60
30
55 ,8 5
27,9
0 ,0 0 4
c i
35,5
35.5
0.004
ñ o
62
62
C a! +
I :e 2 *
0,1
C d “
0,2
T otal
112,4
'
56,2
260
440 ;
35
61
19,7
1,0 12,4
0.6 19,6
| S a n io n e s - £ c a t i o n e s ! = |1 9 ,6 - 19,7| = 0.1 0,1 065 + 0,0 1 5 5 E a n io n e s = 0,1 0 6 5 + 0 .303S = 0 ,4 1 0 P o r tanto el análisis es adecuado d e a c u e r d o con la E c u a c i ó n (3.5). Sílice, S i 0 2. L a p re sen c ia de sílice (un m ineral no iónico) j u n t o con el cal cio, m agnesio, h i e r r o y alum inio p u e d e n c a u s a r in cru s ta cio n e s en las cald eras. La m a y o r parte de las a g u a s naturales c o n ti e n e n m e n o s d e 5 mg/1 de S i 0 2, a u n q u e se h a n citado valores m a y o r e s hasta 100 mg/1. El silicio (Si) es un c o n s t it u y e n te de las plantas acuá tic as y a nim ale s en la e stru c tu r a d e su esq ueleto , L a s c o n c e n tr a c io n e s en las a g u a s superficiales se r e d u c e n en é p o c a d e v e r a n o d e b id o a su
90
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
c ap tac ión p o r el c r e c im i e n t o ace le ra do d e los o r g a n is m o s a c u á tic o s d e fitop la nc ton en el agu a, que es a l i m e n t a d o por la l u z s o l a r y le s nu trie n tes (fosfa te >)• En el lago del v a lle de C h o w c e r c a de B ristol, R e in o U n i d o , los n iv e le s d e S i 0 2 en in v ie rn o f u e r o n de 6 m g / 1 , y en m a y o d u r a n te el c re c im i e n t o del plan c to n en p ri m a v e r a lo s valores se re d u je r o n h a sta 3,5 mg/1 (D ojlido y B e st, 1993).
N u t r i e n t e s . L o s do s n u trie n tes de i m p o r t a n c i a en a g u a / a g u a re s i d u a l son el n itró ge no y el fósforo. A m b o s son los n u tr ie n te s e se n ciale s p a ra el c re c im ie n to de las p la n ta s y o rg a n is m o s , a u n q u e en e x c e s o p u e d e n se r no d e se a b le s , c o n d u c i e n do a m e n u d o a la e u tr o f i z a c ió m ’ N itrógeno . É ste es u n o d e los c o m p o n e n t e s b á sico s de las p r o te ín a s y en el a gua lo u s a n los p r o d u c to r e s prim a rio s en la p r o d u c c ió n de células. El nitrógeno existe con n u e v e e stad o s de va le n cia . L a m a y o r c a n tid a d d e n i tr ó g e n o está en la atm ó sfe ra, 78 por 100 e n v o lu m e n . E n el c ic lo del n itró g e n o , in tr o d u c id o en el C a p ítu lo 2 (y n u e v a m e n t e e n el C a pitu lo 10) el n itró g e n o a lte rn a e n tre sus form as in o r g á n ic a y orgánica. L a s fo rm as c la v es de interés son: N 2, N H 3 y N O ¡ \ Las fo rm as o rg á n ic a s del n i t r ó g e n o de in terés son: N H 3, N O J y N 0 3 . L a s plantas tienen la c a p a c id a d p a r a f i ja r el N 2 y c o n v e rt irl o a nitratos. L o s a n im a le s no p u e d e n utiliz a r el n itró g e n o in o rg án ico o el n itr ó g e n o que p r o c e d e d e la a tm ó sfe ra. a m e n o s que sea c o n v e r t i d o p rim e ro a su fo r m a o rg á n ic a. L a c o n v e r s i ó n del N , a N K 3 tie ne lu g a r c u a n d o el h id ró g e n o se c o m b i n a con el n itr ó g e n o . E l a m o níaco se e m p l e a p a r a o b t e n e r fertilizantes y c o m o nitrato a m ó n i c o , su lfa to a m ó n i co, u rc a y fosfato a m ó n i c o . E n un m e d i o a cu o s o , el n itró g e n o d is u e lto en agua pued e fijarse m e d ia n te las a lg a s y las b a c te r ia s. E l n itró g e n o p u e d e ta m b i é n in tro du c irs e en las ag uas s u p e r f ic ia le s o a g u as su b te r rá n e a s m e d i a n te las aguas re si duales fe c a le s o in d u stria le s q u e r e su lta n d e la divisió n d e las p r o t e í n a s y otros c o m p u e s t o s d el n i tró g e n o . Si se e m p le a la o x i d a c i ó n p a rc ia l u n e f lu e n te de aguas fe cales c o n ti e n e n i tr ó g e n o a m o n ia c a l y si se e m p l e a la o x i d a c i ó n total contiene nitratos. (V é a s e Cap. 12). L a s g ra n d es c o n c e n tr a c io n e s de n itr ó g e n o o rg á n ic o son in dic a tivas d e c o n t a m i n a c i ó n o rg á n ic a e n a g u a s de su p e rficie, de m a n e r a q u e los lím ite s típico^ se e s t a b l e c e n a lre d e d o r de 1 m g N org/l p a ra los n o s d e b u e n a cali dad. El n itr ó g e n o a m o n i a c a l existe en las d o s fo rm as c o m o ion N H ^ y c o m o gas a m o n ía c o sin disociar, N H 3. Es el a m o n í a c o libre, NI-I3, el q u e es t ó x ic o p a r a los o r g a n is m o s y para los r í o s d e sa lm ó n id o s los lím ite s su p e rio re s se e stab lec e n en 1 m g N H j - N / l . E n el p r o c e s o d e tratam ien to d e lod os de d ig e s tió n an ae ro b ia , los valores p o r e n c im a d e 5 0 m g N 0 2 -N/1 son tó xic o s para las bacterias m eta n o g én ica s (Cap. 13). E l nitrito, N 0 7 es un c o m p u e s t o d e transic ión en el c ic lo del nitróg eno y tie nde a se r inestable. L a d irec tiv a de la U E p a r a el a g u a p o t a b l e e stablece el lim ita s u p e r i o r de 0,1 m g N 0 2 -N/1 y la d i r e c ti v a sob re p e s q u e rí a s del sa lm ó n en aguas d u lc e s de la U E e s t a b l e c e un lím ite s u p e r i o r d e 0,01 m g N O ,- N /1 . L o s n itr a to s en a g u a p o t a b l e son d a ñ in o s , sie n d o el v a lo r del l ím i te superior de 4 0 m g N O ^ - N / 1 p a r a e s t e tipo de a gua. P a r a las a g u as s u p e r fic ia le s p a r a los s a lm o n e s el lím ite s u p e r i o r es típ ic a m e n te d e 1 m g N 0 3 -N/'l. D o j l id o y Best (1993) d a n otros d e ta lle s s o b r e el n itr ó g e n o y el análisis p a r a lo s c o m p u e sto s n itro g e n o so s .
IN T R O D U C C IÓ N
A LA
Q U ÍM IC A
Y
M J C X O U F O L .O G ÍA
9 1
F ósforo. E s un n u trie n te im po rta nte en el m e d i o a cu á tic o y en las agua'-, d u l c í s es el n u trie n te lim itante de la eu tro fiza c ió n . El fó sfo ro se in tr o d u jo en los deterg en tes en 1935 y t a m b i é n es u n c o m p o n e n t e fertiliz ante cla ve p a r a cultivos. El fósforo se e n c u e n tr a en todos los o r g a n is m o s v ivos y es i m p o rt a n te p a r a ia activid ad c elular. Los h u e s o s c o ntie n en a p r o x im a d a m e n t e un 6 0 p o r 100 do C a , r P O J 2 y a p r o x im a d a m e n t e un 2 p o r 1 0 0 en peso se c o de p ro t o p la s m a es fósn .A lre dedor del 80 p o r 1 0 0 d e la p r o d u c c i ó n de fosfato son fertilizantes. Otros uso s so n sustancias quím ic as, j a b o n e s , d e te rg en te s, pesticidas, aleacio nes, su p le m e n to s d e c o m id a p a r a anim ales, c ataliza d o res , lu b ric a n te s e in h ib idore s de la corro sión (D o jlid o y col., 1993). L o s fo sfa to s están p re s e n te s e n las a g u as de superficie c o m o re su lta d o d e la m e t e o riz a c ió n y de la lix iviac ió n d e las rocas po rtado ra s d e fó sfo ro , p r o c e d e n te s de la e r o sió n del suelo, p r o c e d e n te s de aguas fecales m u n ic i p a l e s , de e flu entes de ag u as re sid u a le s industriales, de la escorrentía agríc ola y d e l a precipitación a tm osférica. L o s e stu d io s a p o rta d o s p o r D ojlid o y Best (1 9 9 3 ) i n d ic a n q u e de tasas de a p lic ac ió n d e fertiliz antes b a sa d o s en f ó s f o ro de a p r o x im a d a m e n t e 30 kg P / h a a p lic ad o s al terreno, las p é r d id a s oscilan e n 1., e el 0,1 y el 5 p o r 100, d a n d o p érdidas de c o n c e n tr a c io n e s a p r o x im a d a m e n t e entre 0,03 y 1,5 k g d e P/ha. E n las p lan tas de tr a ta m ie n to de aguas fecales c o n t e c n o l o gías de e li m in a c i ó n e sp e cífic a de fósforo, se e li m in a a p r o x im a d a m e n t e el 75 po r 100 del m is m o . E l fosforo en el ñ u j o de e n tr a d a s de a g u as fecales v a r ía de sd e 15 a 50 m g P/l. E s t a cifra inicial es c aracterí stica só lo d e ag u as fecales, m ie ntras c e .: la ú ltim a es m á s típica ó e las plantas que tratan u n a m e z c la de e flu e n te s in d u stria les p o r ta d o re s de fósforo y agu as re sid u ales m u n ic ip a le s . Las ag u as residuales con alto c o n t e n i d o en fósforo se p ro d u c e n en ia ind ustria de d e stile ría s (a p ro x i m a d a m e n t e 1 .0 0 0 m g P/i). L a p re cip ita ció n a tm o sfé ric a s o b re la t ie r r a p u e d e ju stificar v a lo r e s entre 0,01 y 1,43 m g P/l. D o jlid o y B e st (19 9 3 ) a p o rta n que las c o n trib u cio n e s d e la lluvia so n 0,6 k g P / h a . E n ag u as dulce s y lagos, la a po rta ció n ce fósforo p r o c e d e n te de las d e p u rad o ra s de ag uas re sid uales m u n ic ip a le s e in dustriales es r e d u c id a d e b id o a la instala ció n de tecnología., b io ló g ic a s para ia e lim ina ció n de fósforo o m á s típicam en te de las tec n o lo g ía s para la p recip itación q uím ica d e f ó s f o r o . L os la g o s en p r i m a v e r a /v e r a n o p u e d e i c o n v e r tirs e en e n t r ó n eos si la c o n c e n tr a c ió n de fósforo e x ce d e a p r o x im a d a m e n t e de 30 ;
N a ,P 0 4 N a2 H P 0 4 N a2H ,P 0 4 (N E L )tH P 04
F o s f a to F o s fato F o s fato F o s f a to
trisódic o de d isod io h i d r ó g e n o de sodio d ih id ró g e n o de d ia m o n i o h i d r ó g e n o
P o lif o sfa to s
N a3 (P 0 3 ) 6 N a 3 P 3O i o Na4 P 2 0 7
H e x a m e ta f o s f a t o só dic o T r ip o lif o sf a to sódico P i ro fo sfa to sódico
92
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E l i n í c r m c de fo s f a t o s se h a c e m e d i a n te distintas o p c io n e s físicas: Fosfato total d ís u e lto , d e te r m i n a d o d e s p u é s d e la f i lt r a c i ó n a través de u n a m e m b r a n a d e 0,45 /¿m 3 F osfato en p a r tíc u la s , c o m o só lid o s filtrables ® F o s fato s to ta le s , la s u m a d e las f o rm a s solubles e i n s o l u b lc s 8
L a F i g u r a 3.4, a d a p t a d a d e D o j l id o y B e s t (.1993), m u e s t r a las c o n c e n tr a c io n e s p r o m e d i o d e las s u s ta n c ia s i n o r g á n ic a s en las ag uas d e s u p e r f i c i e (e x clu y e las a g u as s u b te rrán e as y las a g u as re sid u ales ). P ro p ie d a d e s q u ím ic a s ge n era le s del a g u a : su s ta n c ia s in o rg án ica s. Las p r o p i e d a d e s q u í m i c a s g e n e r a le s de l a g u a q u e tien en u n a m p l i o uso en re la ció n a la c a lid a d del a gu a, s e a a g u a p o ta b le , a g u a residu al o a g u a d e río, son: • pFÍ ° A lc a lin id a d y a c i d e z 3 D ure za ® C o n d u c ti v i d a d
p f í . El pFI se d e f i n e c o m o el lo g n e g a t i v o (en b a se 10) d e la c o n c e n tr a c ió n d e ion h i d ró g e n o y e s a d im e n s i o n a l , es d e cir PH = - l o g [ H + ]
'
(3.6)
E l a g u a se d is o c ia m u y p o c o en io n e s h i d r ó g e n o (H + ) y e n iones h i d ró x id o ( O H - ), re fe rido c o n fr e c u e n c i a c o m o io n e s h idro xilo p o r la s i g u i e n t e e c u a c i ó n P I , 0 £=; P í + + O H '
[H +][O H ~ ] K = ------
(3.7)
[H 2 0 ]
M/l 0 ,1
1
10
100
1 .C 0 0
- Sn —
■ ■
1 .0 0 0 .0 0 0
----
M o-
Cd-
1 0 0 .0 0 0
-B
H a ------------------------------------------------------------------------------------------------------ L¡
P b ---------
1 0 .0 0 0
-Cu
Co-
~Zn ---------------------B a
S r N -N H d N -N O -
510,
HCC ,,
M n -------------------------------------------- ^ --------------------------------------------------- M g
K ,Ca 0 ,0 0 0 1
0 ,0 0 1
0 ,0 1
0 , 0 5 0 ,1
0 ,5
Sólidos disueftos . ,
= = = Z Z T ~ -'~ ^ F : Na_X{ 1
5
10
50
100
500
1 .0 0 0
mg/1
F igu ra 3.4. intervalo s de co n ce n trac io n e s p rom e d io de las s u sta n cias i n o r g á n ic a s en las a g u a s de superficie (adaptado de Dojlido y Best, 1993. R e p r o d u c id o c o n p e r m is o de Ellis Hcrwood/Prentice Hall).
IN T R O D U C C IÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
93
d o n d e K es la c o n s t a n t e d e equ ilib rio y [ ] e s la c o n ce n tra c ió n en mol/1. S e i n tr o duce ^ = [ H +] [ O W - ] donde
(3.S;
K w = con stan te del p r o d u c to ió n ic o o de d iso c ia ció n = = 13
- mol/1 a 25 °C
T o m a n d o el lo g n e g ativ o de la E c u a c ió n (3.8) da - l o g K w = - l o g [H + ] - lo g [ O H ' ]
(3.9)
p K w = pH + p O H
(3.10)
p H = - l o g [H + ]
(3.11)
pO H = -log [O H - ]
(3.1 2)
Se considera
donde
y
En a u se ncia d e su sta n c ia s e x tr a ñ a s en el a g u a (de stila d a) |TI + ]= [ O H - ], c o m o re q u ie re la e le c tr o n e u tra lid a d ( E catio n es = 2 anio nes). P o r lo tanto la d e f in ic ió n de «n eutralidad » p a ra el a g u a e s a pH = 7 = p O H . L a «acidez» i m p l i c a
[H + ] > [ O H ~ ] [H + ] > 1 0 -
P o r tanto
7
mol/i
pli < 7
L a « basicidad» i m p lic a
[H + j< [O H “ ]
p o r tanto
[H ' ] < 1 0 pl-I > 7
" 1
m ol/1
L o s eje m plos s o b r e la e scala p H v ie n e n d a d o s en la F ig u r a 3.5 El pH de la m a y o r í a d e las a g u a s m in e ra le s está e n tre 6 y 9. El pH p e r m a n e c e ra z o n a b le m e n te c o n stan te a m e n o s q u e la c alid ad del a g u a c a m b i e d e b id o a las influencias de tip o natural o a n tro p o g é n ic a s, a u m e n t a n d o la acidez o la b a sicid ad . C o m o la m a y o r p a rte ce las f o r m a s de v ida e c o ló g ic a s son se n sib le s a los c a m b i o s de p H , es i m p o rt a n te que el im p a c to a n tr o p o g é n ic o (por e je m p lo , las d e s c a r g a s de e fluen tes) sea m in im iz a d a . E n el C a p ítu lo 12 s o b re el t ratam ien to del a g u a r e s i dual, se ve q u e es im porta n te m a n t e n e r el control del pFI de los sis t e m a s de tratam iento b i o ló g ic o s d e a g u as re sid u ales d e n tro de un r a n g o e sp e c ífic o . U n a fluen te con p H d e m a s ia d o ale jad o del ra n g o a c e p ta b le (ó a 8 ) p u e d e m a t a r la c o lo n ia activa m ic r o b io ló g ic a , c o n d u c i e n d o a las d e sc arg a s d e e flu e n te s n o tr a t a dos. D e f e n n a sim ilar, en el C a p ítu lo 11 so bre el t ratam ien to del a gu a, se ve q u e
Figura 3.5.
La escala
de pH.
Neutro
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G IA
95
¡a adición de a lú m i n a como c o a g u la n te re d u ce el pH, el c u al p u e d e ser r e q u e r i d o para que se a c o r re g id o por la a d ic ió n de cal ( C a C 0 3). C o m o tal, el pH d el a gua es un p a r á m e t r o c la v e en a sp e c to s n u m e r o s o s d e la i n g e n ie ría a m b ie n ta l y d e pende de: • L o s tipos d e rocas/suelo a pa rtir de los q u e p u e d e n ero sion arse lo s c o m p u e s t o s á cido s/alc alinos • El si s t e m a c a rbo na to (Sec. 2.5) y las c o n c e n tr a c io n e s d e c ar b o n a to s y d i ó x i do de c a r b o n o ; las aguas c o n c o n c e n tr a c io n e s b a ja s en c a rb ona to s u e l e n ser ácidas a L a e x p o s i c i ó n a los a gen tes c o n ta m in a n te s del a g u a residual o a tm o s fé r ic o s
A lc a lin id a d y acidez. L a «alcalinidad », la c a p a c i d a d del agua p a ra a c e p ta r los iones H + , es u n a m ed id a de la c a p a cid a d n e u tr a li z a d o r a ácida (CNA-) y se describe g e n e r a lm e n te c o m o la c a p a c id a d a m o rt i g u a d o r a . D e igual f o r m a , la «acidez» es u n a m e d i d a de la c a p a c id a d n e u tr a liz a d o r a de una b a s e (CN’B ). La alcalinidad y la acidez son los fa cto res de c a p a c i d a d d e 111’, agua. A p a r t i r del sistem a c a r b o n a to (Sec. 3.2.5), las sig uientes e sp e c ie s de c arb o n a to s c o n tri b u y e n a la alcalinidad e n cantidades rela tivas, c o m o se m u e s tr a en la Figura 3.6: ® Hidróxido, O H a Ion c a r b o n a to , C O íj“ 0 Ion b ic a r b o n a to , H C O ^ ® D i ó x i d o d e carbo no, C 0 2 S tu m m y M o r g a n (1981) d e fin e n la a lc alinid a d c o m o [Ale] = [O H ~ ] + 2 [ C O | “ ] + [H C O 3- ] - [1J + ]
Figura 3.6.
(3.1 3)
Cantidad es relativas de C 0 2, H C 0 3, C O y O H ," a distintos niveles de pH (adaptado de S a w y e r & M c C a rrh y ,Í98 9 ).
96
IN G EN IER ÍA A M B IEN TA L
A d e m á s de las e sp e c ie s del s i s t e m a c arb o n a to , otras sa les da á cidos d é b ile s tales corno los borato s, siiicatos y f o s fa t o s tam bién c o n tr i b u y e n a la a lc alin id a d . En el m e d io « a n a e r o b io » las sales d e los á c id o s débiles, i n c l u y e n d o los á c id o s acé tic o s y p r c p ió o ic o s , c o n tr ib u y e n a la a lc alin id a d , al igual q u e el a m o n i a c o y los hid róxidos en otros m e dio s. L a T a b l a 3.3 d a los valores t íp ic o s de la a lc a lin id a d p ara ¡as a p lic ac io n e s c o m u n e s en la i n g e n i e rí a am b iental. L a a lc a lin id a d se mió.; v o l u m é tric a m e n te m e d i a n te v a lo r a c ió n c o n H 2S 0 4 A750 y se e x p re s a en m g C a C 0 3 /1. L a c an tid ad d e á c i d o re q u erid o p a r a re a c c io n a r c o n O H - , C O ? " y H C 0 3~ se d e n o m i n a « a lc a lin id a d total». El v a lo r m e d id o p u e d e v a r ia r d e p e n d i e n d o del p l i y del p u n to final d e la va lora ció n e le g i d a (S ta n d ard M eth o ds, 1992). L a s c a n t i d a des re la tiva s de CO-,, H C O j y C O |“ a distin tos v a lo re s d e p H se m u e s tr a n en la F ig ura 3.6. D e b id o a q u e la alc alin id a d e s t á con stitu id a p o r tres c o m p o n e n t e s a v e ce s se re q uiere c o n o c e r las c o n tr ib u c io n e s individu ales. E s t o p u e d e d e te r m i n a r s e si se co n o c e n el p H y la a lc alin ida d total.
H , 0 + H , 0 <-*• H 30 + + O H 4' = [ H j O + ] [ O H - ] = LOH C O ~ + H 20 ^
m ol2 / ! 2
1 4
H 30 + -r C 0 3"
[H,0 +][C0i~]
m o l/ 1 = 4 ’8 x l 0 _ ‘ -
[Ale] + [ H 30 + ] = [ O H - ] + 2 [ C 0 2 - ] + [ H C 0 3- j
L a alc alin id a d se e x p r e s a en m g C a C 0 3 /l. El p e s o e q u iv a l e n t e g r a m o del C a C 0 3 es 50. P o r tan to 1 mol/1 es ecm ivalente a 5 0 . ü 0 0 mg/1 d e a lc a lin id a d c o m o C a C O - , Tabla 3.3. A l g u n o s valores típicos de la alcalinidad Aplicación
A lcalinidad (m g /1
C a u c e
alio
de
cauce
ríe
(calizo )
L a g o
en
A g u a
po tab le
A g u a
residual d o m é stic a
S o b re n ad a n te
Purines
5 0 -2 0 0 10-30 5 0 -2 0 0
de
lo d o
a n ae ro b io
2 0 0 -4 0 0
2 . 0 0 0 - 8 . Ü 00
cerdo
1 5 .0 0 0 -2 0 .0 0 0
C o rrien te
« á cid a »
10-20
C o rrien te
« n o -ac id a» su elo
á cid o
7 5 0 O to
de
0
A g u a
de
b ajo
C a C ü 3)
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
97
R e so l v ie n d o las e c u a c io n e s anteriores, las c o n tr ib u c io n e s de la alc alin id a d i n d i vidual (Sa w ye r y M c C a r th y , 1989) son: A lc alin id a d e n nig/1 de C a C 0 3 = A lc alin id a d total + 5 0 . 0 0 0 [ H 30 + ] - 5 0 . 0 0 0 A";, / [ H 30 '
(3.14)
1 + [ H 30 + ]/2 iv 2 A lc alin id a d b ica rbo nato = alcalinidad c a rb o n a to
A lc a lin id a d h i d r ó x id o = 50.00 0
'[ H 30 + í
2
Kw [h 3o-
(3.15)
(3.16)
E j e m p l o 3.9. El lodo so b r e n a d a n t e p ro c ed e n te d e la c o d ig e s t i ó n a n a e ro b ia de la fracció n a lim e n ta r ia de R S U y lodos p r i m a r i o s tiene u n a a lc a l i n id a d de 4 .42 7 mg/1 c o m o C a C 0 3. E l p H es 7 ,2 7 a la te m p e ra tu ra de 25 °C. D e term in a !' las c o n tribu cion e s in d iv id u a le s a la alc alin id a d
Solución: p H = - l o g [ H 30 + ] = 7,27 [ l í 30 + ] = 1 0 -
7 -2 7
= 5,37 x 1 0 " B mol/1
de la ecu a ció n (3.1 4): A l c a lin id a d c arbon ato = 4.427 + 5 0 .0 0 0 x 5,37 x 1 0 ~ 8 - 50.0 00 x 1 0 “ 14/(5,37 x 1 0 ~ :') ~
f +~5,37 x 1 0 ^ / ( 2 x 4,8 x T c r ”*1 ) = 7,9 mg/1 c o m o C a C 0 3
D ureza. L a « d u re za » se e x p r e s a p rin cip alm en te p o r la s u m a d e los cationes m e tá lic o s divalente s, C a 2T y M g 2l\ E sto s cationes re a c c io n a n c o n el jab ó n para f o r m a r p r e cipita dos y con otros io n e s pre sente s en el a g u a para f o r m a r in c ru s ta c io n e s en las c aldera s. L o s iones q u e p ro v o c a n la d u r e z a tie nen su o rigen en el sue lo y en las f o r m a c io n e s g e o ló g ic a s. L a T abla 3.4 re la cio n a las e s p e c i e s iónicas do m in a n te s , todas resp o n sa b les de la dureza. L a d u r e z a es un p a r á m e t r o del agua u sa d o en el a gua po tab le (no ag u a resid u al).T rad icio n alm en te, la d u r e z a se c a b a ló e n m g C a C 0 3/l (sim ila r a la alc alinida d) o c o m o mcq/1. L a T a b l a 3.5 es un listado c ualita tivo de las aguas o rd e n a d a s por la d u r e z a . L a d ure za e stá con stitu id a de: ° D u r e z a de c a r b o n a to o d u r e z a tem poral ( T H ) d e b id o a que e s t a form a se e lim in a d e s p u é s de u n a e b u llic ió n pro long ad a: D u re za de c arb o n a to = Z alc alinidad ( b ic a rb o n a to + c a r b o n a to ) esto es así, c u a n d o la a lc alin ida d es < d u re z a total 0
D u r e z a de n o - c a rb o n a to ( N C H )
93
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
la b ia 3.4. Esp ec ie s ió n ic a s r e s p o n s a b le s de la dureza
l a b i a 3 .5 .
G r a d o C a tio n e s
h
+
c o
c i
2+
M i r
m e q
m g
/1
ñ
+
B landa
;
M o d e ra d a m e n te
dura
D ura
o
/1
c o m o
.
C a C O -j
s o ;t“
F c
d u r e z a
A n i.;n c s
C .r +
£ ¡”
d e
D u re z a re la tiv a d e la s a g u a s
M u y
;
0-75
1-3
7 5 -1 5 0
3-6
15 0 -3 0 0
>6
> 3 0 0
d ura
s io r
Adsm á.s , d e b id o a q u e C a 2 + y M g 2 + so n los ion es d o m in a n t e s q u e p r o d u c e n la dureza, p u e d e ser i m p o r t a n t e cuantificar sus c o n tr ib u c io n e s, si se c o n s i d e r a el a b la n d a m i e n t o c o m o p r o c e s o d e tratam ien to. L a d u r e z a se d e t e r m i n a en m g C a C O J] d e la sigu ien te f o r m a : 50 D u r e z a en m g C a C 0 3/l - M 2 + (en m/1) x ■ p e s o eq d e M
2
+
(3.17)
donde M “ T e s c u a lq u ie r io n m e t á li c o d i v a l e n te (por e je m p lo , C a 2 + , M g 2 + ). D u r e z a en m g/1 c o m o C a C 0 3 = M 2+ (en meq/1) x 5 0
E je m p lo 3.10.
(3.1S)
D e t e r m i n a r las distin tas d u re z a s de la sig u ien te m u e s tr a de
aaua
C u n c e n íru c ió n
C o n s titu y e n te
C a : +
m g
/1
m e q
6 0
3
’
2 9 ,3
2,4
K C O r
3 6 6
6
M s
2
/1
R e co r d a n d o : C o n c e n t r a c i ó n (m eq/1)
c o n c e n tr a c ió n ( m g / 1 ) pe so e q u iv a l e n t e ( m g / m e q )
„ . , p eso a tó m ic o P e s o e q u iv a l e n t e = ---------------------- ( m g / m e q ) valencia D u r e z a (m g C a C 0 3 / l ) = C o n c en í ra ció n ( m g / 1 ) x p e s o e q u iv a l e n t e D u r e z a (mg C a C 0 3 /l) = C o n c e n tr a c ió n (meq/1) x 50
99
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M ICRO BIO LO G ÍA
Solución:
U s a n d o mg/1: C o n c e n tra c ió n
-
.
P e so _ "
(m g /l)
C a2+ M g
2+
H C 0 3-
.
P e so D u re z a
V a le n c ia
Io n -
-
60 2 9 ,3 366
(m g
C a C O ,/I)
e q u iv a le n te
a tó m ic o -
40
2
20
6 0
24 ,3 1
2
12 2
2 9 ,3
61
1
61
3 6 6
x
5 0 /2 0 x x
=
150
5 0 /1 2 ,2 5 0 /6 1
=
120
= 300
D u r e z a total (DT ) = C a 2+ + lvJg 2 + = 2 7 0 mg/1 c o m o C a C 0 3 D u r e z a d e c a r b o n a te s (D C) - H C O ^ = 3 0 0 mg/1 c o m o C a C 0 3 Sin e m b a rg o , la D C no p u e d e e x c e d e r la D T y po r lo tanto se r e pre se nta c o m o 270 mg/1 c o m o C a C 0 3.
Solución:
U s a n d o meq/1: C o n c e n tra c ió n ' : Ion
( m e q / 1)
- D u re z a
C a ’ +
3
3
M g ’ -
2 ,4
2, 4
ó
6
H C O “
(m ¡>
x
50 x
x
C aC O X j/1 )
=
5 0 5 0
150 =
=
120 3 0 0
C onductividad. L a c o n d u c tiv id a d eléctrica, o c o m o se la d e n o m i n a en g e n e ral, la c o n d u c tiv id a d , es u n a m e d id a d e la c a p a cid a d de u n a s o lu c ió n acuosa para transpo rta r la corriente eléctrica. L a c o m e n t e elé ctrica es c o n d u c id a en la s o l u ción m e d i a n te el m o v im i e n t o de los io nes y así c u a n to m a y o r es el n ú m e ro de iones (es de cir, m a y o r la c o n c e n tr a c ió n de sales disueltas) m a y o r e s ia m ovilidad iónica y en c o n s e c u e n c ia m a y o r es la m a g n i t u d de la c o n d u c tiv id a d . Q u ím ic a m ente el a g u a p u r a no c o n d u c e la c o rrie n te eléctrica d e b id o a q u e los únicos iones pre sente s so n el H + y O H - y por e llo la c o n d u c t i v id a d del a g u a m u y pura es a p r o x im a d a m e n t e 0,05 /(S /cm (m ic ro sie m e n s/c m ) . P o r otro lado, u n agua de m a r con alto c o n te n i d o de sales tiene u n a c o n d u c t i v id a d de a p r o x im a d a m e n t e 40.0 00 pS/cm . L o s v a lo re s típicos se dan en la T a b la 3.6. L a c o n d u c t i v id a d específica es la c o n d u c t i v id a d de 1 c m 3 de a g u a a través d e una distancia de 1 c in a 20 °C. L a c o n d u c tiv id a d se m id e c o lo c a n d o u n m e d i d o r de la c o n d u c t i v id a d (constituido p o r dos e le c t ro d o s de p latin o ) en u n a m u e s tra de a gua y r e g is tr a n d o la resistencia eléctrica. E n la m a y o r p arte de las a g u as , la c o n d u c tiv id a d es d e b id a tanto a la d iso c ia ció n d e c o m p u e s to s in o rg á n ic o s y a q u e los c o m p u e s to s o rg á n ic o s se d iso cian poco. P o r lo tanto, u n a m e d id a p o sitiv a de la c o n d u c tiv id a d e s indicativa de la c o n c e n tra c ió n de las sales ino rg án ica s disueltas. Si se c o n o c e n las c o n ce n tra ciones d e lo s io n e s (cationes y aniones), e n to n c e s la c o n d u c t i v id a d puede d e te r m in a rse de eC = ¿ C ,/, 1= I
( 3 .1 9 )
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
T a b l a 3 .6 .
I n t e r v a l o s t í p i c o s d e la c o n d u c t i v i d a d p a r a d i f e r e n t e s a g u a s - I n te r v a lo \
A
A g u a -
...... ( ^ . S , c r n )
Q u ím ic a m e n te
d e 'c ó n d u c tiv id a d
•
•
QL . a
0 .0 5
D estilad a
0 ,1 -4
A g u a
de
A g u a
b la n d a
A g u a
d ura
20-100
llu v ia
40-1 5 0 2 0 0 -5 0 0
100 - 1.000
d e rín s
A g u a
su b terrán ea
A g u a
de
esiu ario
A g u a
de
m a r
o
G a m a
- -
„
o o
100
2 0 0 - 2.000 4 0 .2 0 0
d o n d e eC = c o n d u c t i v id a d e lé c tric a en / iS /c m
C¡ = concentración d e la espe cie ió n ic a i en la s o l u c ió n e n m g / 1 o m e q / 1 f¡ = fa cto r de c o n d u c t i v id a d p a r a la e sp e cie ió n ic a ( v é a s e T a b la 3.7) E n el análisis de la c a l i d a d del agua, la c o n d u c t i v id a d se h a usa d o p a ra d e te r minen' otros p a rá m e tr o s , y a q u e es fácil de m ed ir. P o r e je m p lo Salinidad:
e n m g NaCl/1 = eC x / s d o n d e f s = fa cto r d e c o n v ersió n £ 0.52 - 0,55 en m g ST/1 = eC x f M
S ó lid o s totales:
d o n d e j j t = 0,55 - 0,9, d e te r m i n a d o e x p e r i m e n t a l m e n t e p a r a el a g u a con cre ta S ó lid o s totales disueltos: en m g STD/1 = e C x / ~ ld d o n d e / Mü s
Tabla 3.7. F a c to r
0,55 - 0,7, d e te r m i n a d o e x p e r i m e n t a l m e n t e p a r a el a g u a c o n cre ta
Factor de conductivid ad para distin tos iones d e
c o n d u c tiv id a d /.
F a c to r
{ ¡ iS I c m )
C a tió n
p o r
m eq /1
j
p o r
A n ió n
m g /1
:
-
p o r
d e
c o n d u c tiv id a d (¿iS /cm )
m eq /1
.................
p o r m g/1
C j 2+
52
2 .6
I-ICOj
4 3 ,6
0 ,7 2
M g 2*
4 6 .6
3 ,S 2
C O j -
S 4 ,6
2,S 2
7 5 .9
2 ,1 4
71,0
1 ,1 5
7 3 ,9
1,5 4
K *
72
1 .8 4
c
r
N a +
4 S ,9
2 ,1 3
N
0
3"
so; A d ap tad o
d e T c h o b a n o g lo u s
y
S chroeder,
1987
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
101
L os cistintos fa c to re s físicos pa ra la sa lin id a d , ST y S T D p u e d e n no ser v a lo r e s individu ales s i n o que se a p ro x im a n a u n a c u r v a de c a l i b ra c ió n tipo, d e te r m i n a d a e x p e r im e n ta lm e n te . Por e je m plo, en los estu d io s de m o d e l o s físicos de la i n t r u sión de la sa lin id a d desde ¡os estuarios a área s de a gua d u l c e , la c o n d u c tiv id a d se e m p le a c o m o u n p a rá m e tro m e d ib le p a r a d e te rm in a r la s a lin id a d . Los e stu d io s de la intrusión de la salinid ad en el m o d e lo físico de la b a h ía d e S a n F ran cisco d e 1 acres e m p ic an se n so re s de c o n d u c tiv id a d a diferentes p r o f u n d i d a d e s p a r a d e t e r m in a r los p e rfiles de la sa linidad. A d e m ás , la r e siste n c ia ió nica q u e es u n a m e d id a de la in ten sidad del c a m p o elé ctrico pu e d e a p r o x im a r s e m ed ia n te las e c ua cio ne s sig u i e n t e s (Sn oey ink y J e n kins, 1980): ¿í = 2,5 x 1 0 ' 5 x ST D
a = 1,6 x 1 0 “
y
3
(3 .2 0 )
x eC
n
/‘ = donde
1
1
í
(Q Z f)
/.i = r e siste n c ia iónic a Z, = c arga de la especie i
A u n q u e la c o n d u c t i v id a d pa re c e q u e n o tiene si g n i f ic a d o con re spec to a la salud, la d irec tiv a de! a g u a po table e n ¡a U E e stablece u n límite s u p e r i o r de 1.500 /iS/cm.
3.2.3. Propiedades químicas de las sustancias orgánicas del agua El e le m en to p r in c ip a l de los c o m p u e sto s o rg á nic o s es el c a r b o n o , C. L a s s u s t a n cias orgán icas p u e d e n se r de orig en n a tu ra l o artificial. E n realidad, la m a y o r p arte son de o r i g e n natu ral, y son p r o d u c id a s p o r las p l a n t a s y los anim ales. H o y en d ía se p r o d u c e n m ás d e 1 , 8 m illo n es d e c o m p u e sto s o r g á n ic o s sintéticos, c o n a p r o x im a d a m e n t e 250 .0 0 0 n u e v o s c o m p u e s t o s quím icos q u e s e sintetizan c a s u a l m ente y de 30 0 a 5 0 0 entran en p ro d u c c ió n (Dojlicio y B est, 1993). L a pre se n c ia ce los com puestos org ánicos en el agua es c o m o un contam inante, tanto si se en cu en tra natural o sintéticam ente. E l objeto en el tratam iento de a g u a/ag u a r e sidu al es m in im iz a r estos c o m p u e sto s m ed ia nte p r o c e s o s de tra ta m ie n to biológico, físic o o quím ico. L a F ig u ra 3.7 aporta las c o n ce n tra c io n e s p ro m e d io d e algunas su sta n c ia s o rgá nic as que se e n c u e n tr a n en las a g u a s d e superficie ( D o j l id o y Best, 1 993). L o s c o m p u e s t o s o rgá n ic os en el a g u a e stán divididos e n c in c o g iu p o s, d e p e n d ie n d o de su e stru c tu r a qu ím ica: 1.
H idrocarburos. S o n c o m p u e s t o s o rg á nic o s q u e c o n ti e n e n sólo c a r b o n o e h i d r ó g e n o , p o r e je m p lo, e ta n o ( C H 3 — C H 3), e tile n o (CFí 2 = C F L ) , b e n c e n o (C 6H 6), t o lue n o (C 6PI5— C H 3).
102
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
;
0,1
1
10
100
1,000
10.000
100.000
1.000.000
Clorofila --------------------- A m i n o á c i d o s
- Ftalatos________________ FWA ------------------------ Sulfolignina -THN - P C B ____________________ P A H °
~.,HCH
— --------------------- —---- —
DDT
„
,
Fenoles n . . -......... — ..Detergentes Ácidos grasos -------■ CCE S u stancias húmica? N ( o r g á n ic o l“ -----------------------------— E x tra g g n e s al él .........
D O O (M n )=
- ^
- E ,n n ( r ;
1--------------------------- ,----------------------------¡------------------- 1------- 1--------------------¡-------1------------------- ,------- l _ C 0 T _ j --------1------ .----------- 1------- ,
0,0001
0,001
0,01
0,05 0,1
0,5 1
5
10
5 0 100
50 0 1.000
m g/l
Figura 3.7.
Intervalos de co n ce n trac io n e s p rom e d io de las susta n cias o r g á nicas en las a g u a s de superficie (adaptada de Dojlido y Best, 1993. Re p ro d u ci do con p e r m is o de Ellis Horw ood/Prentice Hall).
3.
C om puestos halogenados. S o n c o m p u e s t o s o r g á n ic o s en el que u n h a l ó g e n o e s el á t o m o p r i n c i p a l (los á t o m o s in cluy e n el f lú o r, e l cloro, el b r o m o y el y o d o ) , p o r e je m plo , c lo r o f o r m o ( C H C 1 3), d ic lo ro m e ta n o ( C H , C 1 ,) , te t ra c l o r u r o d e c a r b o n o (CC14). Á cid o s carb o xíü co s y ésteres. S o n c o m p u e s t o s o r g á n i c o s c on struidos a lr e d e d o r d e l g r u p o c a r b o x ílic o ( u n c a r b o n o u n i d o a u n o x íg e n o c o n un e n la c e d o b le ) y otro s c o n dos g r u p o s fu n c io n a le s f i ja d o s a un á to m o de o x íg e n o , p o r e je m p lo , a c e to n a ( C H 3 C O C H 3), f o r m a l d e h i d o ( C H 2 0 ) , é te r e tílic o ( C H 3 C H 2 C O H 2 C H 3).
4.
O tros com puesto s orgánicos.
2.
C o n t a m i n a n t e s : s u s t a n c i a s o r g á n i c a s e n e s t a d o n a t u r a l . L a s su stan cias q u e se e n cu e n tr a n e n e s t a d o n a tura l en el a g u a , ag u a r e s i d u a l y se d im e n to s de f o n d o son: 1.
2.
.3.
4.
P roteínas.
E s t á n c o n stitu id a s p o r c a r b o n o , h i d r ó g e n o , o x íg en o , a z u f r e y n i tr ó g e n o c o n los c o m p o n e n t e s f u n d a m e n ta l e s d e lo s a m in o á c id o s, p o r e je m p lo , la b a c t e r i a ( C 5 H 7 N 0 2) e s p r i n c i p a l m e n t e u n a proteína. Lipidos. C o m p r e n d e n las grasas, p a ra fin a s , a c e ite s y lo s hid ro ca rb u ro s, q u e son i n s o l u b le s e n el a g u a a u n q u e solubles e n a l g u n o s solventes q u í m ic o s o r g á n ic o s y so n le n t a m e n te b io d e g ra d a b ie s. H idratos de carbono. C o n tie n e n c a rb o n o , h i d r ó g e n o y o x ígen o. I n c l u y e n la c elu lo sa, la h e m ic e lu lo s a , a l m i d ó n y l ig n i n a q u e so n fá cilm e n te b i o d e g r a d a b i e s ( e x c e p to la lign ina). U n eje m p lo e s l a g l u c o s a , C 5 H 1 2 0 6. P igm entos vegetales. E stá n c o n s titu id o s de -'lorofila, h a e m i n s y c a ro te no s e i n c l u y e lo s a lc o h o les, las c e t o n a s y los c a r o t e n o i d e s .
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA
Y M IC RO B IO LO G ÍA
103
S u s t a n c i a s q u í m i c a s o r g á n i c a s s i n t é t i c a s ( c o n t a m i n a n t e s ) . L a s su s ta n c ia s q u ím ic a s o r g á n ic a s sintéticas q u e son p r o d u c to s de las ind ustria s q u í m i c a s , dei p etróleo y a g ríc o la s incluyen: 1.
2.
P esticid a s y p roductos agroquím icos.
L a T a b l a 3.8 relaciona a lg u n o o s los pesticidas i n c l u y e n d o los h id ro c a rb u ro s c lo r a d o s y los o r g a n o f o s t a tos, y tam b ién ciertos h e rbic ida s. Se v e q u e a lg u n o s co m o el D D L ( a h o ra p r o h i b id o in te rn ac io n alm en te) tienen u n a b aja s o lu b ilid a d en el a g u a y so n p ro p e n s o s a la v a p o riz ac ió n . E l 95 po r 100 del p e ríodo d e d e g r a d a ció n p a r a a lg unos d e los p e stic id as e s d e 1 a 25 a ñ o s. El L C D 5 0 q u e es la c o n c e n tra c ió n letal p a r a m a t a r al 50 p o r 100 d e la p o b lac ió n (p e c e s, etc.) se detalla en Dojlido y B e s t (1993), a u n q u e e sp e cíficam en te es < 5 0 m g /k g p a r a e l m á s tóxico a > 5 . 0 0 0 m g /k g p a r a el m e n o s tóxico. A g en tes tensoactivos. S e e m p le a n p a r a lavado, c o m o e m u ls io n a n te , h u m e c t a n t e , e sp u m an te, etc., d e b id o a q u e d ism in u y e n la tensión su p e rficial del a g u a c uando e stá n m e z c la d o s c o n ella. L a m o lé c u la de un s u r f a c t a n te (d e te rg en te ) tiene d o s p a rte s — una p a r t e h id ro fó b ic a , que es i n s o l u b le er. el a g u a y es so lu b le e n los l íq u id o s n o polares c o m o los aceites y una pa rte hidrofílica, q u e es solu ble en el a g u a e i n s o l u b le en los líq u i d o s no p olare s. E sta p r o p i e d a d du a l los h a c e c o n v e n ie n te s para las a n te rio re s aplicacion es. L o s su rfactantes s o n pe rju d icia le s al m e d i o a cu á tic o d e b id o a que p u e d e n causar e s p u m a s y re d u c ir la difusión del oxígeno a tm o s f é r ic o h a c i a el agua. E n las a g u as re sid u a le s fecales, las c o n c e n tra c io n e s d e los su rfa c ta n te s p u e d en ser d e h a sta 2 0 m g /l y en las a g u as re sid u ales i n d u s tria les (aquellas ind u stria s q u e usa n g ra n d e s c a n t i d a d e s de s o lv e n te s ) las
Tabla 3.8.
Clasificación •
Pesticidas Hidrocarburos clorados
j / . Com pon e n té :
S u s t a n c i a s sintéticas en et en to rn o acuoso
.: F ó r m u l a : . ,
Solubilidad
V ida m itad persistente
> 6 meses > 6 meses 2-6 semanas > 6 meses —
CACU
0.0012 0,01 0,10 0,1S 0,23 7.0
c
,„ h 4n o 5p s C 10H 4N O j PS, C sH , , N 0 3PS,
24 145 2.500
< 2 semanas < 2 semanas < 6 meses
C ,H ,C IN S C 9H ;f,CIN5 c 8h 5c i 5o 3 C .jH u B r jN ,
5 S 2S0 70%
< 6 meses < 6 meses —
DDT Aldrin Metoxicioro Dieldrin Endrin Lindane
C 14H 9C1} C nH fiC U C 16H I5C¡30 , C p H sCI60 c , , h 8c i 6o
Fosfatos orgánicos
Paration M elalion Dim etoato
Herbicidas y fungicidas
Simazina Propazina 2 , 4 , 5-T Diquat
—
Tiem po p a ra degradación al 95% (años) .
4-30 1-6 5-25
. L ím ite en el e s tá n d a r de ag u a p o tab le de O M S Oig/i)
1,0 0,03 30 0,03
104
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
3.
c o n c e n tr a c io n e s p u e d en s e r d e h a s t a 1.000 m g /l. E n los ríos, los v a lo re s c a r a c te rís tic o s o sc ila n e n tr e 0 y 1 m g/l en a q u e l l o s q u e e s t á n c o n ta m in a dos. E n l o s últim o s añ o s se h a n in tr o d u c id o los d e te r g e n t e s b io d e g r a d a bles y h a n r e d u c i d o el n i v e l d e la c o n ta m in a c i ó n . H idrocarburo s halogenados. S o n los p r o d u c to s f in a le s d e la r e ac ció n de los h a l ó g e n o s c o n los h i d r o c a r b u r o s , con lo s h i d r o c a r b u r o s c lo ra d o s q u e son de i n te ré s . L o s h i d r o c a r b u r o s de bajo p e s o m o l e c u l a r son v olátiles y po r c o n s i g u i e n t e m e d i b l e s m e d i a n t e c r o m a t o g r a f í a d e g a se s. L o s h i d r o c arb u ro s c lo r a d o s de alto p e s o m o le c u la r s o n d e b a j a v o la tilid a d y d i f íc i les d e m e d i r . L o s h i d r o c a r b u r o s h a l o g e n a d o s m á s sig n ific a tiv o s so n lo s t r ih a l o m e ta n o s ( T H M s ) o h a lo f o r m o s . E sto s c o m p u e s t o s so n r e p re s e n t a dos p o r l o s C H X 3, d o n d e X es el h a ló g e n o , C l, F , B r o I, y son a lg u n o s de ellos: ® T r ic l o r o m e t a n o ( c lo r o f o r m o ) , C H C 1 3 • T ribro m o nietan o (b ro m o fo rm o ) C H B r3 • B rom od iclo ro m etan o , C B C l ,B r 0 D ibro m o clo ro m etan o , C H C l B r 2 L o s T H M p u e d e n v e r t e r s e al m e d io a c u á ti c o e n las a g u a s r e siduales i n d u s tr ia le s (q u ím ic a s ) o f o r m a r s e m e d i a n te la r e a c c i ó n del c lo ro c o n los c o m p u e s t o s o rg á n ic o s en el m e d i o a cuo so. E n lo q u e a ta ñ e a los c ie n tífi c o s / in g e n i e r o s a m b ie n ta le s la re a c c ió n p r i n c i p a l e s la del c lo ro ( e m p l e a do a m p l i a m e n t e c o m o d e s i n f e c t a n t e e n las p l a n t a s d e t r a ta m ie n to d e a g u a y a g u a s re s i d u a l e s ) en lo s c o m p u e s t o s o r g á n ic o s e n el agua. E l c lo r o f o r m o se o b t i e n e m e d i a n te la s i g u i e n t e re a c c ió n : a c e to n a ( p r e c u r s o r )
CH3COCH3 + t r id o r o u c e io n u
CH3 C0C13 +
h ip o c io r ilo s ó d ic a
tr ic lo r a a c e to n a
3 NaOCl
-» C H 3 C O O C C I 3 +
3 NaOH
h id r ó x id o s ó d ic o
a c c ia io s ó d ic o
Iric J o ro m e la n o
NaOH
-»
C H 3 C 0 3N a
U id rrtx id o s ó d ic o
+
CHC13
(3.21 ) (3.22 )
L a a c e t o n a en la e c u a c i ó n (3.2 1) se d e n o m i n a p r e c u r s o r del trihalom e ta n o . L a s su s ta n c ia s h ú m i c a s , p r o c e d e n te s d e l a d e s c o m p o s i c i ó n d e la m ate ria v e g e t a l , de las h o ja s , etc., so n los p r e c u r s o r e s p rin c ip a le s d e los T H M , a u n q u e los e f lu e n te s o r g á n ic o s p e t r o q u í m i c o s t a m b i é n lo son. L a c lo ro fila y las algas p u e d e n t a m b ié n 'se r p r e c u r s o r e s (D o jlid o y B est, 1993). O tra s s u s ta n c ia s q u ím ic a s o r g á n i c a s sintéticas i n c l u y e n lo s c o m p u e s t o s a r o m á t i c o s c lo r a d o s ( b e n c e n o s c l o r a d o s , b if e n o le s p o l íc l o r a d o s ) las d io x in a s (p r e se ntes en los e n t o r n o s d e a g u a y a ire y lo s h id r o c a r b u r o s a r o m á t i c o s p o lin u c le a re s (P A H ): M u c h a s d e e s t a s s u s ta n c ia s o r g á n ic a s sin tética s p r e s e n t e s e n el ag u a e stán en c an tid ad e s s ó l o d e trazas t a n b a j a s c o m o 10-9 m g /l , y r a ra m e n t e lle g a n a 1 m g/l. L a F i g u r a 3 .7 d e D o j l id o y B e s t (1 9 9 3 ) a p o r t a u n a s e r i e de valores de a lg u n a s s u s ta n c ia s o rg á n ic as . L a l e c t u r a d e D o jlid o y B e s t ( 1 9 9 3 ) es e se n cial p a r a el estu d io a d ic i o n a l e n esta área.
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
D e t e r m i n a c i ó n del c o n t e n i d o o r g á n i c o d e l a g u a . c o n te n i d o o rg á n ic o del a gua p u e d e se r por: 1.
2.
105
L a d e te r m i n a c i ó n del
E n sa y o s e specíficos pa ra m e d i r las c o n c e n tr a c io n e s de c o m p u e s t o s e s p e cíficos. E l lec to r p u e d e c o n s u l ta r S ta n d ard M e t h o d s (19 92) p a r a detalles d e los e n s a y o s concretos. E n sa y o s n o específicos p a r a m e d i r la c o n c e n tr a c ió n total del c o n te n id o orgánico.
L o s ensayos p a r a la c o n c e n tra c ió n total in c lu y e n : ® D B O (e n sa y o b io q u ím ic o q u e utiliza m ic r o o r g a n i s m o s )
® D Q O (ensayo quím ico) • C O T ( e n sa y o instrum ental) • D O T (e n s a y o instrumenta] e m p l e a d o con e s c a s a frecu encia, v é a s e S ta n d a rd M e t h o d s , 1 992 ) A n t e s de p re s e n t a r estos e n sa y o s, se m e n c i o n a b r e v e m e n t e el c o n c e p to de o x í g e n o disuelto. E l o xígeno p r o c e d e n t e de la a t m ó s f e r a se transfie re a trav és de la in te r f a s e a ir e /a g u a m edia n te el p r i n c ip io d e la t r a n s f e r e n c i a de m a s a . L a c a n t i dad d e la tran sfere n cia d e p en d e d e c u á n t o o x íg e n o p u e d e s o lub iiiz arse e n el agua. El o x í g e n o se c o n s i d e ra d éb ilm en te so lu b le en el a g u a c o n n iv eles d i s u e lt o s g e n e r a lm e n t e m e n o r e s q u e 10 mg/l, d ism in u y e n d o la c o n c e n tr a c ió n con el a u m e n t o de la t e m p e ra tu ra. E s t e tem a se c ubre c o n m ás de ta lle e n la Sec. 3.2.4. D B O : dem a n d a bioquím ica de oxígeno. L a D B 0 5 es la can tid ad d e o x í g e no d is u e lt o c o n s u m id o en u n a m u e s t r a de a gua p o r l o s m i c r o o r g a n i s m o s c u a n d o se d e s c o m p o n e la m a te ria o rg á n ic a a 2 0 °C en u n p e r ío d o de 5 d ías. M i d e sin d ific u lta d el c a r b o n o orgánic o b io d e g ra d a b le . L a s a g u a s lim pias tienen v a lo r e s de la D B O s m en o re s d e 1 mg/l. L o s río s se c o n sid era n c o n ta m in a d o s si la D B O s es m a y o r q u e 5 m g/l. L a directiv a de a g u a s dulces d e p e s q u e rí a s de la U E e sta b le c e un l í m i t e s u p e rio r de 3 mg/l p a ra los ríos de s a l m ó n i d o s y ó mg/l p a r a p e s c a de a g u a d u lce . L a d ire c tiv a de la U E a plic able a lo s r í o s p a r a e x tra cc ió n de ag u a p o t a b l e es d e 3 m g / l ( c o nsid era nd o t ratam ien to m í n i m o : sólo c lo r a c ió n ) , 5 m g /l (c o n sid e r a n d o tra ta m ie n to estándar: co ag u lac ió n , f l o c u la c ió n , se d i m e n t a c ió n , f il tración, etc,; ( v é a s e C apítulo 11) y 7 m g/l ( c o n s i d e r a n d o tratam ien to e special: a d e m á s del tra ta m ie n to estándar, p u e d e n re q u erirse p r o c e s o s de e li m in a c i ó n de su s ta n c ia s o rg á n ic a s específicas; v é a s e C apítulo 11). L a D B O s e stá a rb itra r ia m en te estab lec id a en 5 días y esto p u e d e no se r s u f ic ie n te para d e t e r m i n a r la D B O fin al, la c ual se establece a rb itra ria m e n te e n 2 0 días. L a D B O d e las ag u as r e sid u a le s m u n ic i p a l e s oscila entre 15 0 y 1.000 m g /l , m ie n tra s que p a r a las ag u as r e sid u ales in d u stria les (las ind u stria s d e la a li m e n t a c i ó n ) ¡os v a lo re s p u e d e n a lc a n z a r a lg unos m ile s. Otro té rm i n o usado es la D B O u o D B O final, la cual p u e d e r e q u e r ir de 10 a 2 0 días p a r a la estab iliz ac ió n c o m p le ta . G e n e r a l m e n t e la D B O u = dos v e c e s la D B 0 5. D e ta lle s a dic ionales s o b r e la D.BO en a g u a s d u lce s y a g u a s salin as se e n cu entran e n el C a p ítu lo 7. D Q O : d em a n d a q u ím ica de o xíg en o . El e n s a y o d e la D Q O m i d e el c a r b o n o o r g á n ic o total, c o n la ex ce p ció n d e c ie rto s a r o m á ti c o s tales c o m o el b e n c e n o el cual n o es o x i d a d o en la reacción. E l en sa y o d e t e r m i n a la c a n tid a d d e o x íg e n o
106
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
necesario p a ra oxidar q u ím icam en te las sustancias o rgánicas en el agua o agua residual. Se describe con d etalle en Standard M ethods (1992). Se em plea un agente o xidante quím icam en te fu erte p ara oxidar las sustancias orgánicas en lu gar de los m icroorganism os com o en el ensayo de la D B O . E l agente oxidante es el dicrom ato potásico en m ed io ácido. L a D Q O es atra ctiv a com o ensayo dado que lleva aproxim adam en te 2 horas en com paración con los 5 días p ara la DBO. U na d esventaja es que no nos dice nada acerca de la v elo cid ad de biodegradación. En las aguas residuales m u n icip ales la D B O final ( » D B O 20) es aproxim ada m ente ig ual a la D Q O y • D B 0 5 k 0,6 D QO
(3.23)
Sin em bargo, este factor (0,6) tiene que establecerse m ed ian te calibración y no es válido p a ra las aguas resid u ales industriales com plejas, p articularm ente aquellas con un contenido alto de fraccio n es orgánicas no biodegradabies (por ejem plo, ABS, alquil benceno). U n agua resid u al puede m ostrar u n a D BO p róxim a a cero y al m ism o tiem po una alta D Q O . L a directiva de agua p o tab le de la U E establece valores de 2 m g/l cuando se u sa el perm anganato p otásico com o agente oxidante, para el ag u a que ha de tratarse y usarse com o agua potable. L a directiva sobre el agua residual urbana de la U E establece un lím ite su p erio r de 125 m g/l para las aguas resid u ales tratadas antes del vertido a los ríos. E je m p lo 3.11. Si las célu las bacterianas se rep resen tan p or la fórm ula quí mica C 5 H 7 0 , N , determ inar la D B O carbonosa potencial. Solución: D ado que las células requieren el 0 2 p ara estabilizarlas a los p ro ductos finales ajustam os esteq u io m étricam en te en p rim e r lugar la ecuación C 5 H 7 0 2N + 5 0
2
=> 5 C 0 2 + 2 H , 0 + N H 3 p ro d u c io s fin a le s e s ta b le s c o m o niJiulUiiJo cic la o x id a c ió n
Por lo tan to cada m ol de célu las bacterianas requiere 5 m oles de O , p ara la oxidación y entonces 5 m o les de O , 5 x 32 D Q O = --------- --------------- =— = ------------ = 1,42 1 m o l de C 5 H 7 0 2N . 1 x 113 D B O u = 0,92 D Q O = 0,92 x 1,42 = 1,31 Si la concentración de células b acterianas fuera, por ejem plo, 1.000 m g/l, enton ces la D B O u potencial = 1.310 m g/l. C O T: C arbono o rg á n ico total. El ensayo del C O T m id e todo el carbono total com o C 0 2 en m g/l y p o r lo tanto el carbono in o rgánico (H C O J, CO-,, C O 3 " , etc.) debe elim inarse antes del m ism o. El m étodo usado p a ra elim inar el carbono inorgánico es la acid ificació n y la aireación. E ste ensayo p uede realizar se m ediante la oxidación del carbono orgánico a dióxido de carbono a la tem pera tura aproxim adam ente de 950 °C (evaporación) en p resen cia de un catalizador;
IN T RO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO L O G ÍA
107
luego se determ ina el dióxido de carbono p o r espectrofotom etría m ed ian te absor ción infrarroja. El COT es u n ensayo instrum ental sencillo d isponiéndose com er cialm ente de abundantes analizadores (instrum entos) C O T. El C O T se especifica ahora habitualm ente en las autorizaciones para efluentes de agua residual indus trial tratada. L a relación teórica entre la D Q O y el C O T es que el C O T es 2,66 veces m ayor, aunque en la práctica cercano a 2,5 veces, ya que la D Q O raram ente alcanza la oxidación total. C6 H 1 2 0
6
+
6
0
2
=> 6
D
Q
0
6
C 02 +
6
H ,0
x 32
= - Í 8 CT=
1
’0 6 6
6 x 1 2 C O T = ----- — = 0,4 180
Por tanto
-D Q O 1,066 ——— = — — = 2,66 COT 0,4
E l ensayo de la D Q O es un ensayo m ás in form ativo ya que cuantifica la cantidad de oxígeno que será consum ido por un agua residual, y es el conoci m iento del oxígeno en, p o r ejem plo, un río antes y después de la descarga del efluente el que describirá los estados de la calidad del agua de d ich o río. La Figura 3.8 es un esquem a de la relación D B O /D Q O en una m u estra de agua residual. En algunas situaciones, en el análisis de agua residual, pueden ser útiles los diferentes com ponentes d el carbono, y se detallan en Standard M eth o d s (1992). El carbono total se subdivide según la Figura 3.9. El carbono orgánico extraíble es otro térm ino para el carb o n o orgánico volátil. E je m p lo 3.12. Un ag u a residual se analiza e indica que contiene 1 0 0 mg/l de etilenglicol ( C ,H 6 0 , ) y 120 m g/l de fenol (CgHgO). D eterm inar la D Q O y el COT.
Materia orgánica to ta l
Figura 3.8.
Esquema de la relación DBO/DQO/materia orgánica total.
103
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L Carbono total
C inorgánico (IC)
Particulado
C orgánico total (COT)
Disuelto
Extraíble
No extraíble
D is u e lto
Figura 3.9.
P a rtic u la d o
Diagram a esquem ático de las sub d ivisio n es de! carbono en el agua.
Solución: E tilen glicol, C 2 H e0
2
m a sa atóm ica = 62 g/m ol C 2 H s0
2
+ 2,5 0
2
=> 2 C 0 2 + 3 H 20
DQO =
2,5 x 32 — x 100 = 129,3 m g/l 62
El etilen glicol contiene 2 átom os de carbono de m anera que, 2 x 12 C O T = -----------x 100 = 38,7 m g /l 62
F enol, C sH 60 m a sa atóm ica = 94 g /m o l C6 H sO + 7 0
2
-
DQO = El fenol contiene
6
6
C 0 2 + 3 H 20 x 120 = 286 m g /l
átom os de carbono de m an era que 6 x 12 C O T = ---------- x 120 = 9 2 ,4 m g /l 94
3.2.4. Solubilidad Los sólidos, los gases y los líquidos pueden diso lv erse en el ag u a p ara form ar soluciones. El agua en este caso se denom ina el solvente y la sustancia, b ien el sólido, el gas u otro líquido se d enom ina el so lu to . L a m ed id a de cuan soluble es
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO L O G ÍA
109
u na sustancia en el agua se determ ina p o r su solubilidad. P o r ejem plo, el co m puesto sólido N aC l es m uy soluble en el agua pero el co m p u esto sólido A gC l es casi insoluble. D e form a similar, el gas am oniaco (N H 3) es altam ente solu b le en el agua m ientras que el oxígeno es débilm ente soluble. C u an d o una su stan cia se introduce en el agua, p aite de la m ism a pasará a la solución. A l poco tiem po, no se disolverá m ás sustancia y se alcanza el equilibrio. L a reacció n de la solubilidad se escribe generalm ente como: A 0 B l)^ n A + + bB~ Por ejem plo o
A l(O H ) 3 ^ N H 3 + H ,0 ^
A l3 + + 3 O H " N H ¿ + OH"
Introduciendo
K, = [A ]a[B ]i
donde
ATS = C onstante de so lu b ilid ad , que para u n a sustancia d ad a no cam bia
y
[ ] = C oncentración m o lar, mol/! (=¿ m g/l) pK s = - l o g K,
Introduciendo
Por ejem plo, p a ra el producto de solubilidad del A l(O H )3, K s es 10 “ 3 2 m o l 2 / l 2 o pATs = 32. A nálogam ente, el producto de solubilidad del N H 3 es 1,82 x 1 0 " 5 o pK s = 4,74 m o l 2 /l2. S o lu b ilid a d d e sólidos. C uando un sólido se disocia en sus com ponentes iónicos se dice que está experim entando la «disolución». C uan d o los c o m p o n en tes iónicos de la solución cam bian a estado sólido, se dice q u e están ex p erim en tando la «precipitación». A m bos procesos de la disolución y de la precipitación son com unes en las aplicaciones de la ingeniería am biental. Por ejem plo, las im purezas iónicas lavadas del terreno en épocas de inund ació n están g en eralm en te disueltas en la co m e n te de las aguas receptoras. En el tratam iento de agua residual, el fó sfo ro se elim ina a partir del agua residual tratada m ediante «la precipitación», generalm ente la precipitación quím ica usa el férrico com o: F e 3 + + H 2 P O ; <— > F e P 0 4 + 2 H + fé rr ic o
fu sfa io f é n ic o
M uchas sustancias «sólidas» com o la cal, la alúm ina, el c arb ó n activado, etc., se introducen en fo rm a de solución en los procesos de tratam ien to de agua con el objetivo de su purificación. Por ejem plo, el Al(OH ) 3 se d isuelve en agua y se disocia como sigue: A l(O H )
3
-* A l 3 + 3 O H -
K p = [A l 3 + [O H donde
] 3
= 1CT 3 2
K pi = p roducto de solubilidad
El «producto d e solubilidad» es una m edida de la solubilidad, y depende de otros parám etros, in cluyendo el pH, la tem peratura y la presión. M ientras m ayor es K ,
110
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
más soluble es el com puesto. L a T abla 3.9 relacio n a algunos com puestos com u nes en ingeniería am biental y sus productos de solubilidad. P o r ejem plo, el A l(O H ) 3 es débilm ente so lu b le, m ientras que el sulfato cálcico (C a S 0 4) es alta m ente soluble. E je m p lo 3.13. D eterm in a r la co ncentración del ion alum inio A l 3 + en agua pura producida p o r la d iso ciació n com pleta del A l(O H )3. R eco rd ar que el A l 3 + se definió com o u n a especie ió n ica «secundaria» indicando q u e sus concentracio nes están en el rango de p p t a ppb. Solución: A l(O H ) 3 «-+ A l 3 + 3 O H " D e la T abla 3.9 K pi = [A l 3 + ] [O H -
] 3
x
1
1
0
' 32
= 1 x 10- 3
2
D e la estequiom etría, se ve q u e se disuelven tres iones h idróxido (O H - ) p o r cada ion alum inio (A l3+); es d ec ir la concentración de [O H - ] es tres veces la [AI 3 + ]. Por lo tanto [O H - ] = 3[A13+] [A l3+ ] [O H -
] 3
= [A13 +](3[A1 3
27[A13 + ]4 = 1 x 1 0 ~
+ ] ) 3
= 1 x 10- 3
2
32
[A l3 + ] = 4 4 x 1 0 - 1
0
mol/'l
0
mol/1 x 27 g /m o l x 10 3 m g /g =
P eso m olecular del A l = 27 g/m ol [A l 3 + ] = 44 x 10 - 1 = T a bla 3.9.
A p lic a c ió n
C oagulación
1 2 0
x
1 0 - 6
m g /l
( 1 2 0
ppt)
P r o d u c t o s de solu b ilidad de a lg u n o s c o m p u e s t o s N o m b re com ún d e l,c o m p u e s to .
.
P ro d u c to d e R e a c c ió n d e e q u ilib r io
s o lu b ilid a d K ps a 2 5 ° C
H id ró x id o d e alum inio
A l(O H )3 ~ A ¡ 3+ + 3 O H '
1 X 10"“
C a rb o n a to d e m agnesio
M g C O j «-» M g 2+ + C O ¡ ~
4 x 10“ 5
C a rb o n a to c a lc ico (cal)
C a C 0 3 «-> C a 2 + + C O ¡ ~
5 x 1 0 '9
S e paración de hierro
H id ró x id o d e hierro
F e (O H )3 — F e --1 + 3 O H ~
6 x 1CT3S
Separación de fosfato
F o s fa to c á lc ico
C a ( P 0 4), ~ 3 C a 2+ + 2 P O ^ -
1 x 10*”
F lu oración
F lu o ru ro c a lc ico
C aF,
3,9 x 1 0 ' 11
Separación de m etales
H id ró x id o d e cobre
C u tO H lj
D esulfuración de
S u lfa to c á lc ico
C a S 0 4 H C a 3 t T S Q ;~
E lim inación de dureza
g ases d e escape
-
C a :+ + 2 F ~ O r + + 2 OH’
1,6 x 1 0 “ " ’ 2,4 x 1 ( T 5
111
IN TRO D U CCIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO L O G ÍA
O bserve que la concentración de A l3+ es ~ 120 ppt (parles p o r trillón), in d ican do que es un «ion secundario» com o se definió a las especies ió n icas m enores de la T abla 2.3. E je m p lo 3.14. D eterm inar la cantidad de cloruro férrico requerido para p re cipitar el fósforo de un agua residual con u n a concentración de P de 10 m g/l, si el caudal volum étrico es de 36.400 m 3 /d:'u. Suponer q u e el cloruro férrico es F eC l 3 • 6 H 20 y la reacción de equilibrio es F eC l 3 ■ 6 H , 0 + H 2 P 0 4 + 2 H C 0 3“ -> F e P 0 4 + 3 C P + 2 C 0 2 + do ru T U
fo s fitlo
fé r r ic o
fé rric o
Solución:
8
1-1,0
Pesos m oleculares:
cloruro férrico líquido, F e C l 3 ■6 H 20 = 55,9 + 3 x 35,5 +
6
x 18 = 270,4 g/m o l
fosfato férrico, F e P 0 4 = 55,9 + 31 + 4 x 16 = 150,9 g/m ol La ecuación estequiom étrica indica que 1 m o l de cloruro férrico líquido produce 1 mol de precipitado de fosfato férrico. E sto corresponde a u n a relación en peso de 270,4 : 150,9 o 1,8 : 1. Suponer que la densidad del c lo ru ro férrico líquido es 1,4 kg/1 con una fuerza férrica del 50 p o r 100. D ebido a que 1 m ol de Fe se requiere p o r m ol de P, entonces el peso de Fe necesario p o r unidad de peso de P es: peso m olecular de Fe 55,9 1 kg x --------------------------------= 1x -------= 1 ,8 kg F e /k g P peso m olecular de P jl El peso de cloruro fén ico líquido (férrico) p o r 1 es: 1,4 x 0,5 = 0,7 kg/1 El peso de Fe p o r 1 de férrico es kg peso m olecular de F e 55,9 0,7 — x - i ----------------------= 0,7 x — ~ = 0,145 k¡?/l 1 peso m o lecular de férrico 270,4 La cantidad de férrico requerido por kg de P es
1,8
k a Fe —— kg P
1 de férrico , , „ x ----------- — = 12,4 de fern c o /k g P 0,145 kg Fe /o
me P 1 de férrico m3 Férrico p o r día requerido = 36.400 — x 10 — -— x 12,4 d ía 1 kg P 4.513 1/día
112
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
S o lu b ilid a d d e los gases. C ierta fracción de los con stitu y en tes del aire que se ponen en contacto con el agua entran en solución. E sto sig n ifica que de los num erosos constituyentes del aire algunos se disolverán en el agua en m ayor o m enor grado. L os prin cip ales gases atm osféricos que entran en solución son el oxígeno, el nitrógeno y el dióxido de carbono y todas las aguas expuestas a la atm ósfera tendrán p arte de estos gases en solución. O tros gases en solución en agua son el am oníaco (N H 3), el sulfuro de h idrógeno (H 2 S) y el m etano (C H 4), los cuales probablem en te están m ás asociados con la actividad m icrobiológica. Por ejem plo, el m etano en los lagos p uede p ro ced er de la d escom posición anaero bia de la m ateria o rg án ica sedim entable. L a can tid ad disuelta en ag u a de un gas en particular d epende de: • ° ° °
Su solubilidad en el agua Su presión p arcial en la interfase aire/ag u a o en la in terfase sedim ento/agua L a tem peratura del agua El nivel de sales en el agua
Si el agua contien e tanta cantidad com o p uede co n ten e r de un determ inado gas si hay sum inistro suficiente, entonces se d ice q u e está saturada. P or ejem plo, la concentración de saturación del O , en el agua a 20 °C es 9,3 m g /l. Si a 20 °C, un agua contiene, p o r ejem plo, 7,5 m g/l de 0 2, entonces esto es equivalente al 80 por 100 de la saturación. C uando el oxígeno disuelto en el agua está en equilibrio con el oxígeno de la atm ósfera, el agua está satu rad a con el o x íg en o al 1 0 0 p o r 100. C uando el co n ten id o de O , excede el 100 p o r 100 se dice q u e está supersaturado. L a supersaturación puede o cu rrir en los siguientes casos: 1.
2.
3.
El agua q ue discu rre sobre un dique hundiéndose en un cauce genera en el fondo un ag u a que es > 100 p o r 100 saturada. E sto es d ebido al exceso de las burbujas de aire atrapadas en el agua del cauce, las cuales caen al fondo; suben a la superficie, la p resión dism in u y e ráp id am en te y ocurre la supersaturación. L a alta activ id ad fotosintética (en el verano) p or parte de las plantas y el fitoplancton p ro d u ce m ás oxígeno que el que es expelid o a la superficie, creando p o r ello la supersaturación. Cuando u na colu m n a térm ica d e agua se descarga a los ríos con tem pera turas (generalm ente de 10 a 20 °C) m ayores que las del agua del río, la subida ráp id a de la tem peratura o rigina la supersaturación del oxígeno en la proxim idad de la colum na.
L a solubilidad d e los gases en el ag u a está relacio n ad a con la presión parcial del gas que existe p o r encim a del agua m ediante la ley de H enry: Ley de H enry => P i} = K,r\ g donde P g = presión p arcial del gas, atm K), = constante de la ley de H enry, atm (véase la T a b la 3.10) x g = fracción m o lar en el eq uilibrio del gas disuelto
(3.24)
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
113
P o r lo tanto ________ m ol gas {ng) a
( 3 .2 :
m ol g as (n g) + m ol agua ( n j
L a presión p arcial P del gas en el aire es la concentración volum étrica por la presión del aire. Como el aire co n tien e ~ el 21 p or 100 de 0 2, entonces la presión parcial p a ra el 0 2 « 0,21 atm . Los niveles d e oxígeno en los ríos son un parám etro im portante respecto a su idoneidad p ara la v ida particular de los peces. P o r ejem plo, lo s ríos de salm ónidos (es decir, los ríos capaces de criar salmones') requieren niv eles de oxígeno p o r en cim a de 6 m g/l. L a pesca de agua dulce re quiere niveles d e oxígeno p or e n c im a de 3 m g/l. L o s niveles de oxígeno en los ríos se reducen debido a los eflu en tes que consum en oxígeno, por ejem plo, de una planta de agua residual. L a T ab la 3 .1 0 señala las constantes de la ley de H enry p ara los gases m ás comunes que son ligeram ente solubles en agua. E jem p lo 3 .5 . D eterm inar la concentración de saturación del 0 10 °C y 20 °C p a ra 1 atm.
2
en agua a
Solución: El 0
2
del aire es 21 % (v /v ) => Pg = 0,21 x 1 atm = 0,21 atm
D e la T ab la 3.10, a 10 °C, la constante de la ley de H enry es: K u = 3 ,2 7 x 104 atm /m ol D e la Ecuación (3.24),
K„
Tabla 3.10.
C o n s ta n te s de la ley de Henry para lo s g a s e s c o m u n e s s o lu b le s en H,0 - - i ¿a . K„
T em peratura t'C )
. A ire:1 ■ N p ‘
0
4,32
10 20
5,49 6,64
30 40
7,71 8,70
5,29 6,63 8,04 9,24 10,4
O.
-
x 10 - 1, atm
co.
CO
II,
H ,S
CH4
3,52
5,79 6,36 6,S3
0,027 0,037
2,24
2,55 3,27
0,073 0,104
4,014,75
0,142 0,186
4,42 5,36 6,20
5,35
0,233
6,96
0,048 7,29 ■ 0,061 7,51 0,075
2,97 3,76 4,49 5,20
114
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
P or tanto
0,21
. = 6,42 x 1 ( T 6 3,27 x 10 4 D ebido a que 1 mol de ag u a equivale a 18 g entonces
lH=01 = T ^ £ = 55’6 '” 1/1 De la E cuación (3.25),
6,42 x 1 0 '
Debido a que «
n g + 55,6 « 55,6, podem os decir: ng = 6,42 x 1 0 "
5
x 55,6 = 357 x 1 0 "
= 3,57 x 1 0 “
4
mol/1
6
mol/1 =
La concentración de satu ració n (m g/l): Cs = «yV/; donde M = p e so m o lecular del O , = = 3,57 x 1 0 “
4
mol/1 x 32 g/m ol x 1 0 3 m g/g =
= 11,4 m g/l a 10 °C (a 1 atm de presió n ) A nálogam ente, Cs — 9,3 m g/l a 20 °C (a 1 atm de p resión) A m edida que la tem p eratu ra aum enta, la concentración de satu ració n dism i nuye, de m anera que en las estaciones m ás calientes los n iv eles de oxígeno en los ríos son m ás vulnerables a la dem anda d e oxígeno p ro ced ente de los efluentes o de las algas, tal com o se d iscute en los C apítulos 6 y 7. L a concentración de saturación del oxígeno en agua dependerá tam bién de la concentración de clo ru ro. Por ejem plo, a 20 °C, Cs — 7,4 m g /l a 20 °C. H ay detalles adicionales en Saw yer y M cC arty (1989). D ebido a q u e el oxígeno sólo es ligeram en te soluble en el agua, es p rin cip alm en te este facto r el que lim ita la capacidad de las aguas dulces (y de las aguas saladas) a que se utilicen p ara la dilución de los residuos orgánicos. Al m ism o tiem p o que el oxígeno disuelto (O D ) dism in u y e, la m asa de agua puede lleg ar a ser «anaerobia» o carente de oxígeno, durante cuyo tiempo puede sólo soportar en este tiem po fau n a anaerobia.
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
115
E je m p lo 3.16. D eterm inar la concentración de saturación de a) el nitrógeno en agua a 20 °C, a 1 atm y b) el dióxido de carbono en agua a 2 0 °C a 1 atm. Solución: a)
E l aire contiene un 79 por 100 de N , (v/v) => Pg = 0,79 x 1 atm = 0,79 atm. D e la T abla 3.10 a 20 °C K h = 8,04 x 10 4 atm /m ol 0,79
9,8
8,04 x 10 4
5
x 10
n„
n, =
ng + 9,8
x 10"
6
= -- ^ ----ng + 55,6
n tJ = 5,46 x 1 0 "
4
mol/1
L a concentración de saturación (peso m o lecu lar del N , = 28) Cs = 5,46 x 10 ~
4
x 28 x 10 3 =
= 15,29 mg/l b)
E l aire contiene 0,033 % de C 0 2 (v/v) => Ptj = 0,00033 x 1 atm = = 0,00033 atm. D e la T abla 3.10 a 20 °C K h = 0,142 x 10 4 atm /m ol 0,00033 a-
=
3
—
—
----------------
0,142 x 10 4
=
0,233 x 10 “
n„
0,233 x 10" s = -----^ ----n9 + 55,6 ng = 0,13 x L a concentración de saturación.
1 0 " 4
m ol / 1
8
116
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
R esum iendo, la concentración de saturación a 20 °C y 1 atm es: 0
2
= 9,3 mg/l
N 2 = 15,3 m g/l C 0 2 = 0,57 m g/l L a concentración de saturación del N , en el agua es ~ 1,6 v eces la del 0 2 en el agua. U na aplicación de la in g en iería am biental en cuan to a la relevancia de los niveles de oxígeno y nitrógeno se ve en los vertidos de las ag u as residuales u rb a nas. P or ejem plo, el agua residual m unicipal no tratada tiene u n a dem anda q u ím i ca de oxígeno (D Q O ) de aproxim adam ente 600 m g/l y una concentración total de nitrógeno de aproxim adam ente 40 m g/l. L as plantas trad icio n ales de d epuración de aguas residuales reducen e l :. el de la D Q O h asta unos 50 m g/l, utilizando las distintas unidades de proceso d escritas en el C apítulo 12. S in em bargo, m uy poca atención se h a prestado a la reducción del nitrógeno. U n problem a am biental resultante del exceso de n utrientes es la producción de alg as. L as algas pued en representarse m ediante la fó rm u la quím ica C 1 0 6 H 2 6 3 O U 0 N 16P (R andall y col., 1992). P or lo tanto, 1 kg de n itró g en o podría teó ricam ente estim ular la p ro d u c ción de 16 k g de biom asa de algas. E sto equ iv ale a 20 k g de DQO. E ntonces 40 m g/l de nitrógeno en un eflu en te que descarga a u n a m a sa de agua p o d ría resultar una producción de una D Q O equivalente a 800 m g /l. Esto es m a y o r que la D Q O de las sustancias orgánicas en el agua residual u rb a n a no tratada. M ie n tras que el efluente tratado (D Q O ~ 50 m g/l) no im p actaría sobre la calid ad del agua de río, el hecho de que el n itrógeno no fu era tratado p u e d e tener un im pacto m ás significativo. D e ahí la ex ig en cia legislativa m ás recien te de elim in ació n del nitrógeno (y del fósforo) así com o de las sustancias orgánicas que proceden de las aguas residuales antes del vertido. V o latilizació n . L os líquidos y los sólidos pueden v ap o rizarse en la atm ó sfe ra en un proceso que se conoce com o volatilización. Los m ecan ism o s de la v o lati lización son sim ilares a los de 1a evaporación del agua del suelo. L a F ig u ra 3.10 es un diagram a esquem ático de la evaporación/volatilización. Los m ecanism os de la volatilización son: 1. 2. 3.
Inicialm ente el v ap o r escap a a través de la in terfa se aire/líq u id o o aire/sólido a la su b cap a lím ite atm osférica. L uego el gas/vapor se d ifunde a través de la su b cap a lím ite m ediante difusión m olecular y tu rb u len ta (véase Cap. 21). L os com puesto s gaseosos se transfieren lejos del lu g a r p or advección y la convección.
El fenóm eno de la volatilización se produce en m u ch as áreas de la ingeniería am biental, incluyendo: 1.
Los C O V so n liberados a la atm ó sfera a p artir de ¡os tanques d e airea ción, lagunas de aguas residuales, hum edales co n stru id o s, vertederos de caída lib re, etc., y las p lan tas de tratam iento de ag u a residual.
IN T R O D U C C IÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
117
Perfil v e rtic a l d e ia v e lo c id a d h o riz o n ta l
Figura 3.10. 2. 3.
D ia gra m a e squ e m á tic o del p r o c e s o vaporización/volatilización.
E l gas cloro puede liberarse accidentalm ente de las p la n tas de tratam ien to de ag u a o de agua residual. Se libera gas m etano y COV en los vertederos y otros lugares. V éase Gilí (1995) só b re la em isión de los contam inantes p eligrosos del aire (H A P), tales com o el benceno y el cloruro de vinilo, desde los vertederos.
En la U nión Europea y en los Estados U nid o s la emisión de m uchos COV está regulada hoy día con un valo r guía y con valores admisibles m áxim os de la concen tración. M edidas recientes para reducir la cantidad de los C O V que entran a la atm ósfera incluyen la cobertura de los tanques de aireación en las plantas de trata miento de agua residual y la captación y tratam iento del gas de salida. Para bajas concentraciones de un COV en agua, la concentración en fase gas en el equilibrio por encim a de la superficie del agua es proporcional a la concentración en fase líquida, siendo el factor de proporcionalidad la constante de la ley de Henry. D ado que esta constante aumenta, tam bién lo hará la velocidad relativa de volatilización. Otros factores fisicoquímicos que influyen en la velocidad de volatilización incluyen: el peso molecular, el coeficiente de difusión en el agua y en el aire, y la concentración del COV tanto en fase gas com o en la fase líquida. Los modelos m ás sencillos utiliza dos en determ inar la volatilización de un C O V están basados en el modelo de la teoría de la doble película de L ew is y W hitm an, descrito en el C apítulo 7. L a velocidad de vaporización (transferencia de masa) de un C O V es pro p o r cional a la diferencia entre Ja concentración de saturación o de equilibrio en la m asa de agua y la concentración existente del C O V en ella. E sto es: r - —k(C - Cs) donde
r = velocidad de vaporización, g /m 2 h k = coeficiente de transferencia de m asa, m/h C = concentración del COV ex isten te en la m asa de agua, g /m 3 Cs = concentración de saturación del C O V en la atm ósfera, g /m 3
(3.26)
118
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Si C < Cs, tendrá lugar la vap o rizació n . Si C > Cs la vaporización no tendrá lugar. Si se supone que un C O V se v ap o riza desde u n a m asa de agua de área finita, por ejem plo de un tan q u e de ag u a residual de área de superficie A s y profundidad h, entonces F lu jo de salid a d ebido a la vaporización = rA s, g/g dC , P érd id a del C O V en el volum en A .h es = — A / i ‘ dt Se supone que la vaporizació n es in dependiente de la tem p eratu ra superficial, de la velocidad del viento, etc., entonces — A h - rAs dt 1
Integrando = «P ( ~ )
(3-27)
y tam bién C = C , + (C 0 - Cs) exp -
donde y
(3.28)
C 0 = C on cen tració n del C O V en el aire a tiem po cero C - C oncentración del COV en el aire a un tiem po t
É ste es un m o d elo sim ple de la vaporización de un C O V (T chobanoglous y Schroeder, 1987) y supone condiciones del aire «en reposo». L a velocidad de vaporización aum enta con la v elo cid ad del v iento y la tem p eratu ra del aire. D ebi do a que m uchos C O V están perm an en tes en el aire, u n a ind icació n de su conti nuidad viene d ad a p o r la d u ració n de su p eríodo m edio, es decir, el tiem po que tarda la co n centración en red u cirse a la m itad de su v alo r original. Se introduce C 0/2 com o la co ncentración del COV que es ig u al a la m itad de la concentración inicial C 0. Sustituyendo C p o r C 0I2 en la ecuación (3.27) da Q /2 -C ,
_ f k t ll2
cn- c, =expV /. G eneralm ente, Cs en la atm ó sfera es baja, de m anera que si Cs-—> 0, entonces
IN T R O D U C C IÓ N A L A QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
119
E je m p lo 3.17. D eterm in ar el tiem po requerido por el b enceno (C 6 H 6) y el D D T (C 1 4 H 9 C15) para q u e se vaporicen a la m itad de sus concentraciones o rig i nales a p artir de un tanque de retención de 2 m de profundidad de una planta de tratam iento de agua residual. El coeficiente d e transferencia de m asa para el ben ceno es 0,144 m /h y p a ra el D DT es 9,34 x 10 " 3 m /h. L os valores para los coeficientes de transferencia están dados en T chobanoglous y S chroeder (1987). Solución:
L a E cuación (3.29) es t.: ¡2 = 0,69 -
para el bencen o ,
k - 0,144 m /h
y el D D T ,
k = 9,34 x 1 0 ~
3
m/h
Por tanto p ara el benceno, x 2 n c t. 0,144 “ ’ 5
° ’6 9
y p ara el D D T, 0,69 x 2 r ? = 147 h
9,34 x 10
( 6
días)
Otros C O V , tal com o la d ieldrina o el lindano tienen perio d o s m edios tan largos como tres años y un año respectivam ente.
3.2.5. El sistema carbonato El sistem a carbonato de la s reacciones ácid o -b ase está o m n ip resen te en el a m biente, particularm ente en el agua. L as especies quím icas inorgánicas que se o ri ginan en los m inerales (por ejem plo, el C a C 0 3) y en la atm ósfera ( C 0 2) pueden llegar a disolverse en el agua. Tienen el efecto de producir un im pacto sobre el pH, la alcalinidad y la capacidad tam pón de las aguas. R eferen te a las distintas constantes de disociación en la descripción siguiente, m ien tras m íy o r es su valor, más rápida va la ecuación quím ica hacia su finalización. P o r ejem plo, la reacción quím ica asociada con la constante de disociación de v alo r 4 ,4 7 x 1 0 _ 1 es m ás rápida que la asociada con la de valor 4,8 x I 0 - 7 . Se p resen ta un sistem a c arb o nato sim plificado m ediante u n a serie de pasos, em pezando con el C 0 2 atm osféri co que se disuelve en v ap o r de agua. P aso 1. El C 0 2 (g) g aseo so en la atm ó sfera se disuelve en el vapor de agua (H 2 0 ) p a ra producir C 0 2 (ac) acuoso: C 0 2( g ) «-» C 0 2
(3.30)
120
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Con la constante de la ley d e H enry (véase la T a b la 3.10), K h = 0,164 x 10 4 atm /m ol a 25 °C U sando la ley de H enry, P coSg) =
(3 -31)
Si la concentración de C O , en la atm ósfera es de 330 ppm (véase Cap. entonces P co,(g) = 0,003:
8
),
0,0033 atm = (0,164 x 10 4 atm ) (xg = fracción m olar) Por tanto
x g = 2,01 x 1 0 “
7
de m odo que (3.32)
donde
n w = 55,6 mol/1
La concentración m o lar de [ C 0 2 (ac)j = ng x n íirxg = 55,6 x 2,01 x 10 [ C 0 2 (ac)] = 1,12 x 1 0 “
5
mol/1
7
(3.33)
La concentración de saturación en m g/l, Q =
77
co, x peso m o lecular =
= 1,12 x 1 0 “
5
mol/1 x 32 g /m o l x 10 3 =
= 0,36 m g /l F a so 1. ejem plo, un
El C O ,(a c ) acuoso reacciona con el H 20 en un m ed io acuoso, por río de agua dulce, p ara form ar ácido carb ó n ico débil (H 2 C 0 3) C 0 2 (ac) + H , 0
H ,C 0 3
(3.34)
La expresión de equilibrio es
K=
= ] 6 x iq -3 [ C 0 2 (ac)]
(3 35)
IN T RO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
121
L a concentración m o lar de [H 2 C 0 3] = K [C 0 2 (ac)] = 1,6 x 1CT 3 x 1,12 x 1 0 “ a
(3.36)
[H 2 C 0 3] = 1,79 x 1 0 “
(3.37)
mol/1
8
Es difícil diferen ciar er.í;s e¡ C 0 2 (ac) y el H 2 C 0 3 en la solución ya que [ C 0 2 (ac)] w 6 2 5 [ H ,C 0 3]. Se introduce un térm ino «ácido carbónico efectivo» y se define como H ,C O | = H , C 0 3 + C 0 2 (ac)
(3.3S)
L a concentración m olar de [H 2 CO$] = [H 2 C 0 3] + [ C 0 2 (ac)] = 1,79 x 10“ a + 1,12 x 10 “ [H ,C O f] «
1,12 x 1 0 “
5
mol/1
5
(3.39) (3.40)
P aso 3. En un m edio de agua, el ácido carbónico (H 2 C O f) es diprótico, es d ecir se disocia en dos pasos: en p rim er lugar a ion bicarbonato (H C O J) y en segundo lugar a io n carbonato ( C 0 3 “ ). La disociación a bicarbonato es: H 2C O f <-> H + + H C 0 3
(3.41)
L a expresión de eq uilibrio es
[H +HH C07] * l = ~ i¡ v o ¡ r
,
,-_7 '
... ;
1
'
E n segundo lugar, el ion bicarbonato (H C O f) se disocia a ion carbonato ( C 0 3 ~) y a ion hidrógeno ( H +) H C 03
H + + C 05“
(3.43)
L a expresión d e eq uilibrio es
^
_ [H + n c o n [h c o 3
4,8
x 10“
11
mol/1
R e su m e n de los e q u ilib rio s p rin c ip a le s en el sistem a c a rb o n a to C 0 2 (g) <-+ C 0 2 (ac) C O ,(a c ) + H 20
* H ,C 0 3
H 2 C O | = C 0 2 (ac) + H 2 C 0 3 H 2 C 0 3 <-►H C O j + H +
H C03 ' ^C O r+H + H ,0 « H + +O H “
(3.44)
122
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
P aso 4.
L a caliza ( C a C 0 3) en estado sólido tiene la reacció n de solubilidad: C aC O ~ ^
C a 2+ + C O 2 -
(3.45)
donde el producto de so lu b ilid ad es K sp = [C a 2 + ] [ C O ^ ] = 5 x 1 0 '
9
m o l2 / ! 2
(3.46)
E je m p lo 3.18. D ete rm in ar el pH del ag u a de llu v ia si la concentración de C 0 2 en la atm ó sfera es 3 3 0 ppm a 25 °C y 1 atm. Solución: pH = - lo g [H +] Se necesita la co n cen tració n m olar de [H + ], M ediante la electroneutralidad, la concentración de ion h id ró g en o se balancea m ediante los iones bicarbonato, car bonato e h idróxido, tal c o m o se desprende de la Sección 3.2.2:
[H + ] = [H C O 3 ] + 2 [C O ¡~ ] + [O H - ] b ic a rb o n a to
c a r b o n a to
(3.47)
h id r ó x id o
El pH de la lluvia se sabe q u e es < 7 ; por lo tanto los valores de las bases, [C O 3 - ] y [O H - ], son d espreciab les. E ntonces: [H + ] « [ H C 0 3~ ]
(3.48)
L a expresión de eq u ilib rio del H 2C O f es [ H +] [H C 0 7 ] Kx = - ¿ c o g ]
*
4 , 4 7
x
(
m o l / 1
}
Por tanto K, «
[H +] [H + ] -----— i [H 2 C O f]
(3.50)
Sin em bargo, de la E c u a c ió n (3.40) [H C O f] = 1,12 x 10 ~ 5 mol/1 Por tanto [H + ] 2 = K J H C O * ] = 4,47 x 1 0 [H + ] = 2 ,2 4 x 1 0 “ s p H = - l o g [H + ] = 5,65
7
x 1,12 x 1 0 ~
5
INTRODUCCIÓN A LA QUÍMICA Y MICROBIOLOGÍA
c)
Cationes
125
U tilizar el balance anión-catión p a ra determ inar [N a 4 ]:
Concen- ... M asa Concen tración r equivalente tración (¡ng/!) - (mg/meq) ” (meq/l) ;
Aniones
Concen tración (mg/l)
M asa equivalente (mg/meq)
C oncen tració n (meq/1)
Ca2T
40
20
2,0
H C O J
183
61
3
M g ' +
24,4
12.2
2,0
S O |'
96
48
2
K+
39,i
39,1
1,0
cr
35,5
35,5
1
N a +
X
23
.í /23 5 + .v/23
T o tal
6
S uponem os E aniones = E cationes
P or tanto
[N a +] = .v = 33 m g/l
T a m p o n es. A lgunos ríos cuando están expuestos a la lluvia ácida sufren una reducción en el p H y llegan a acidificarse. Otros en cam bio no sufren una re d u c ción seria en el p H y no llegan a ser ácidos. L a razón de esta diferencia resp o n d e a la presencia o ausen cia de la «capacidad tam pón». Un sistem a fluvial se d ic e que tiene capacidad tam pón si resiste cam bios en el pH. E sta «resistencia» es d e b id a a la presencia de las especies del sistem a carbonato. L as bases débiles, tales com o HCO¡~, C O 3 " y O H ” , todos contribuyen a oponerse al cam bio del pH si se añade un ácido fuerte. L a «acidez» de la lluvia ácid a son los ácid o s fuertes, ácido nítrico (H N O 3 ) y ácido sulfúrico (H 2 S 0 4). D e form a sim ilar, los ácidos débiles, tales com o el H 2 C 0 3 y el H 30 + , se oponen al cam bio del p H si se añade u n a base fuerte (por ejem p lo , N aO H ). L a m ayor p arte de los sistem as de agua dulce tiene un pH que oscila entre 6 y 9. C om o tal, sólo las bases d éb iles y los ácidos débiles contribuyen a la capacidad tam pón de lo s sistem as fluviales. La F ig u ra 3.11 m uestra la curva d e valoración del ácido carbónico d éb il, H ?C 0 3, con u n a base fuerte, N aO H . Se ve que en el intervalo de pH de interés, de 6 a 9, el pH se com pona com o u n tam pón en esta zona. P or com paración, tam bién se ob serv a que el ácido fuerte, H 2 S 0 4, no tiene capacidad tam pón en esta zona de pH , c u an do valoram os una base fuerte. En la autoionización del agua, el p roducto iónico perm anece constante. Se supone generalm ente la hidratación de los protones y p o r consiguiente [H 30 + ] es equivalente a [H + ]: H 20 + H 2 0 ^ H
3
0 + + OH~
£ w = [H 3O +] [ 0 H - ] = 1 ( T J4
126
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Figura 3.11.
C u r v a s de valora ció n del ácido ca rb ón ico y el ácido sulfúrico.
Si la concentración de las bases débiles se aum enta m ed ia n te el añadido de una base fuerte (por ejem p lo N aO H ) entonces la concentración de [H 30 + ] d ism in u ye. E n las ecu aciones prin cip ales de equilib rio del sistem a carbonato, cu an do [OI-I- ] au m en ta las ecuaciones siguientes se desplazan h a c ia la derecha: C 0 2 (ac) + H 20 -> H 2 C 0 3 H 2 C 0 3 + H 20
H 30 + + HCOf
H C O “ + H 20
H 3 0 + + C O ¡~
Al desplazarse h acia la derecha, se p ro d u ce más HCO¡~ m ien tras se red u ce el C 0 2, reduciéndose entonces el pH un poco. Sin em bargo, d eb id o a que sólo hay una cantidad fin ita de C 0 2 (ac), finalm ente se agotará en la p roducción d eH C O ¡". El pH dism iniurá ráp id am en te cuando esta cantidad de H C O J acabe. L a capacidad tam p ó n es de u n interés m áxim o para re te n e r la calidad del agua para la vida acuática en los sistem as ribereños. Pueden p erm itirse ciertas activ i dades antropogénicas (silvicultura exótica) cuyos efectos acid ifican tes (véase C a pítulo 6 ) pueden neu tralizarse m ediante la capacidad tam pón natural sin que h a y a un im pacto n egativo so b re la calidad de! agua. Sin em bargo, cuando la capacidad tam pón de la corriente es m ala, tales actividades pueden se r perjudiciales p a ra la vida acuática. T am bién la capacid ad tam pón es im portante en el tratam ien to de agua y de agua residual. P o r ejem plo, aunque la m ay o ría de los p ro c eso s de tratam iento de aguas residuales son b io ló g ico s (por ejem plo, lodos activ ad o s y digestión an aero bia), una capacidad tam p ó n inadecuada p u ed e causar q u e el p H posea un v alo r m ás allá del rango óp tim o del rendim iento para los m icro o rg an ism o s. C uando esto ocurre tiene lu g ar la inhibición de los m icroorganism os y la operación de la planta puede fallar. D e la m ism a form a, el proceso de n itrificació n en el tra ta m iento de agua residual p ro d u ce los ácidos nitroso y nítrico el cu al puede req u erir la adición de cal o N aO H p ara la n eu tralización. En el tratam ien to de agua p o ta
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
127
ble, la adición de coagulantes generalm ente provoca una reducción en el pH , y esto a su vez pu ed e también n e cesitar ser neutralizado m ediante la adición de cal. La adición de cal es un p ro ceso com ún en el control de la silvicultura exótica donde tiene lu g ar la acidificación de las co m e n te s (H ow ells y D alziel, 1992). L a cal se añade d esd e el aire p ara finalm ente filtrarse a través de la cubierta forestal, el suelo y d esd e allí hasta el sistem a del cauce, neutralizando el pH del cauce y perm itiendo un hábitat adecuado para sostener la vida de ios peces.
3.2.6.
Oxidación-reducción
En las reacciones ácido-base, ciertos com puestos son protones dadores ( H +) m ientras que otros son protones captores, por ejem plo
N H 3 + H ,0 A m o n ia c o lib re
+ OHIo n
um cm io
es decir, el am oníaco libre acep ta un protón y se transform a a ion am onio. D e forma análoga, las reacciones d e óxido-reducción im plican donadores de e lectro nes (e~ ) (o reductores) y acep tares de electrones (oxidantes). Al no haber e lectro nes libres en las soluciones acuosas, una reacción de oxidación siem pre va ac o m pañada de u na reacción de reducción. Cuando la oxidación y la reducción tienen lugar en u na so la ecuación, da lugar a la ecuación redox. Las ecuaciones in d iv i duales a veces se denom inan sem i-reacciones. R educción:
0 , + 4 H + + 4 e _ = 2 H ,0
O xidación: R eacción redox:
4 F e2+ = 4 F e3+ + 4 e “ O , + 4 F e 2+ + 4 H + = 4 F e 3 * + 2 H 20
Los fenóm enos de oxidación-reducción son significativos en ingeniería am b ien tal en los cam pos del agua y del agua residual. L a reducción del oxígeno m ed ian te la m ateria orgánica en el ag u a dulce se representa p o r
C H 20 + o x id a d o
0 22 -* C O , + H , 0 re d u c id o
Tal agotam iento de oxígeno (reducción) no es deseable, en p articu lar en las aguas dulces que sostienen la vida d e los peces. En el ciclo del nitrógeno, el N H 4f se oxida a NO¡" en agua y está representado p or
NH+ + 2 0 , -> N 0 3~ + 2 H + + H , 0 o x id a d o
re d u c id o
128
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Un «núm ero d e oxidación» es la carga que un átom o d e un elem ento tiene o puede tener en u n com puesto. L os fundam entos de los nú m ero s o estados de oxidación son: 1. En los elem entos libres, cada átom o tiene un n ú m ero de oxidación cero. 2. En los iones sim ples, el núm ero de oxidación es ig u al a la carga del ion. 3. Los h alógenos tienen un núm ero de oxidación de 1~ . 4. . En la m ayoría de los com puestos, el oxígeno tiene u n núm ero de o x id a ción de 2 ” . 5. En la m ay o ría de los com puestos, el hidrógeno tiene un núm ero de o x id a ción de 1 + . En los hidruros es 1 6. En las m oléculas neutras, el nú m ero de oxidación de todos los átom os resu lta cero. En los iones com plejos, el núm ero de oxidación resu lta la carga del ion. Ejem plos de núm eros de oxidación: N H ¿ : H = 1+
=> C = 4~
H 2S : H = 1 +
=> S = 2 ~
CH 4 : H = 1+
=> C = 4~
N2 : N2 = 0
=> N = O
N 0 2~ : O = 2 ”
0 0
N 0 3"
so f h ,c o
;
0
=> N = 3 +
=
2' 2'
=> S = 6 +
=
2'
I-I = l + => C = 3"
=
=> N = 5 +
La «oxidación» se d efine com o la «pérdida» de e le c tro n es en una sustancia. L a oxidación tiene lug ar si el estado de oxidación de la sustancia en el lado izquierdo de la ecuación de la reacción «aum enta» en el lado derecho, es d ecir 4 F e 2+ - f 4 F e 3 + Los típicos agentes oxidantes incluyen: • L os elem entos no -m etálicos, que aceptan electrones p a ra form ar aniones, p o r ejem plo B r2, C U , I 2, 0 2 8 Los cationes m etálicos, que aceptan electrones p ara fo rm ar m oléculas n eu tras com o las utilizadas en la electro-industria, p o r ejem p lo , C u 2 + , A l34-, A g+, Au + • L os iones con un elem ento de nú m ero de o xidación alta, por ejem plo, M n O J , C r20 ? ~ La «reducción» se d efine com o la «ganancia» de e lec tro n es de una sustancia. L a reducción tiene lug ar si el estado de oxidación de la sustancia en el lado izquierdo de la ecuación de la reacción «dism inuye» en el la d o derecho, es d ecir
0 2 + 4 H + + 4e"
2 H ,0
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
129
E jem plos de reacciones redox: M etales con ácidos:
M g 2 + + H 2S 0 4
-> M g S 0 4 + H 2
M etales con agua:
2 N a + + 2 H ,0
-> 2 N aO H + H 2
M etales con no m etales:
2 N a + + C l,
-> 2 N aC l
C om bustión con sustancias orgánicas: C 8H 18 + 12,5 0 2
->
8 C 02 + 9 H2
E je m p lo 3.21. E q u ilib ra r la reacció n redox del dicrom ato sódico (N a ,C r20 7) con alcohol etílico (C2H 50 H ) (H um enick, 1977) si los productos de la reacción son C r3+ y C 0 2. Solución: 1.
E quilibrar el átom o principal: N 2C r20 7 -
C r3 +
C 2H 5OH -+ 2 C 0 2 2.
E quilibrar los iones no-esenciales: N a 2C r20 7
2 C r3+ + 2 N a +
C 2H 50 H -> 2 C O , 3.
E quilibrar el oxígeno con el oxígeno del agua: N a ,C r 20 7 -> 2 C r3+ + 2 N a + + 7 H , 0 3 H 20 + C 2H 50 H -> 2 C 0 2
4.
E quilibrar el hid ró g en o con los iones hidrógeno: 14 H + + N a , C r , 0 7 - > 2 C r 3 + + 2 N a + + 7 H , 0 3 H 20 + C ,H 5OH -» 2 C 0 2 + 12H +
5.
E quilibrar las carg as con los electrones: 6e~ + 14 H + + N a2C r20 7
2 C r3+ + 2 N a + + 7 H 20
3 H 20 + C 2H 50 H -* 2 C O , + 12 H + + 1 2 e “ 6.
E quilibrar el núm ero de electrones en cada sem irreacción y sum a total: 6 e " + 14 H + + N a ,C r 20 7 - * 2 C r3 + + 2 N a + + 7 H 20 , m ultiplicado por 2 3 H , 0 + C ,H 5O H
2 C O , + 12 H + + 1 2 e” , m u ltip licad o p o r 1
Sum a: £ = 28 H + + 2 N a ,C r20 7 + 3 H 20 + C 2H 5O H ^ 4 C r3+ + 4 N a + + 2 C 0 2 + 14 H , 0 + 12 H + 7.
R estar los térm inos com unes en am b o s m iem bros de la ecuación: 16 H + + 2 N a 2C r20 7 + C2H 5OH -> 4 C r 3+ + 4 N a + + 2 C 0 2 + 11 H 20
130
IN G EN IER IA A M B IE N TA L
A p licac ió n d e las re a c c io n e s de o x id a c ió n -re d u c c ió n . A continuación aparecen algunas de las reaccio n es redox m ás co m u n es en la ingeniería am bien tal: » L a solubilización y la precipitación del h ierro y del m anganeso, particu lar m ente en el. tratam iento de aguas subterráneas para ser utilizadas p or ios m unicipios y las industrias farm acéuticas/bebidas 9 L a utilización del cloro y d e l ozono com o oxidantes en el tratam iento de agua residual para la d esinfección bacteriana (véanse C aps. 11 y 12) ® En el tratam iento de agua residual, la elim inación del nitrógeno m ediante la nitríficación b ien biológica o quím icam ente • En los digestores anaerobios de agua resid u al/lo d o s que producen m etano 8 En las p lantas de tratam iento de agua residual m unicipal e industrial, la oxidación de las sustancias orgánicas, caracterizadas p o r las reducciones de la D BO o de la D QO ® L a corrosión de los m etales C ada reacción está caracterizad a por un p o te n c ia l redox que se calcula a p a r tir de la ecuación de Nerst:
|n nF donde
[especies reducidas]
E h = potencial redox en el equilibrio, voltios E 0 = potencial de reducción estándar a pH = 0 y a 25 °C y 1 atm = = 1,23 V y E 0 = E „ cuan d o [Ox] = [Red] R = constante del gas, 8,314 J/m ol K° T = tem peratura absoluta, K° n = núm ero de electrones transferidos F = constante de F araday, 96.487 c/m ol
Para una sustancia que se ha oxidado/reducido, E h es una m ed id a del p o ten cial. El rango de E h en el m edio natu ral es de 0,6 V (com pletam ente oxidado) a - 0 ,3 (intensam ente reducido). L as aguas de su p erficie tienen un rango de E h des de 0,2 a +0,5 V. S e c o n sid e ra la re d o x d e l a g u a:
O xidación: R educción:
2 H 20 <-> 0 2 + 4 H + + 4 e “ 2 H , 0 + 4 e _ <-»■ H-, + 2 O H -
(3.52)
D e acuerdo con la ecuación (3.52), los iones h idrógeno se liberan cuando el agua se oxida, cam biando p o r ello la concentración del io n hidrógeno [H +] del agua, es decir el pH cam bia. El rango característico del p H en las aguas naturales es de 4 a 9. E sto se determ in a m ed ian te los com ponentes del sistem a carbonato: C 0 2, H C O J y C O §~. S on raros los valores de pH m en o res de 4 aunque puede ser
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
131
debido a la oxidación de los m inerales de azufre. D e form a sim ilar, es extraño tam bién un pH > 9 y los m edios alcalinos son posiblem ente d ebido al carbonato sódico (O ’N eill, 1991). L a ecuación de N erst para el agua es:
ln ( [ 0 2][H + ]4) = = 1,23 + 0,0148 log ( [ 0 2][ H + ]4) = = 1,23 + 0,0143 log [ 0 2] + 0,059 log [H + ] R ecordando que la atm ósfera está constituida de un 21 p or 100 de 0 2, entonces la presión parcial d el 0 2 = 0,21 atm (a 25 CC). P or tanto
E„ = 1,23 + 0,0148 log [0,21] - 0,059 pH = 1,22 - 0,059 pH L a Figura 3.12 es una gráfica de E J pH para algunos am bientes de aguas n atura les. S e observa q u e el agua de lluvia típica, la cual tiene un pH de ap roxim ada m ente -5 ,7 , tiene u n E h ~ 0,5 V. D ado que la «lluvia» encuentra su cam ino hacia una corriente de agua, llega a estar un poco «reducida» a un E h - 0,4 V y a un pH - 6,0. Esto supone que en la transform ación desde la lluvia h asta la corriente de agua no se en cuentra con un suelo acidificado o influencias vegetativas (por ejem plo, silvicultura exótica). Si es así, y el agua de lluvia queda en el suelo, y se m antiene estancada, puede ser ácida con un pH ~ 4,5 y un E tl ~ 0. En otras palabras, el agua que queda atrapada se llega a reducir.
3.3.
QUÍMICA ATMOSFÉRICA
L a sección siguiente es una breve introducción a la quím ica atm osférica, necesa ria p ara los ú ltim os capítulos sobre la contam inación del aire y su control. La región de la atm ósfera de interés clave para el ingeniero am biental es aquella más próxim a a la superficie del suelo, d onde la com posición q uím ica del aire es del 78 p or 100 de nitrógeno y del 21 por 100 de oxígeno, que son esenciales para la vida en la biosfera. Sin em bargo, estos elem entos reaccionan en la atm ó sfera y pueden p roducir características no deseables com o las nieblas. Los contam inantes prim a rios, entre los cu ales están las em isiones que proceden de fuentes antropogénicas están principalm ente los óxidos de azufre, los óxidos de nitrógeno, los óxidos de carbono, los hidrocarburos, los m etales y las partículas. L a quím ica de éstos se explica aquí brev em en te y se rem ite al lector a Seinfield (1986) para m ayor d eta lle, particularm ente con respecto a los contam inantes secundarios. L os contam i nantes secundarios m ás significativos (que resultan de las reacciones de los co n tam inantes prim arios en la atm ósfera) son los del ozono y los de la lluvia ácida. Los m etales, incluyendo el plom o y el m ercurio, se discuten en el capítulo sobre la contam inación del aire (Cap. 8).
132
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
•<3--- Ácido
A lc a lin o
£►
pH
---------
Límites entreios que se mantiene (a mayoría de los sistemas ambientales normales
1 Lluvia 2 Ríos 3 Océanos (aguas superficiales) 4 Suelos anegados 5 Sedimentos marinos reductores 6 Agua afectada por problemas de oxidación de sulfuros
Figura 3.12. E J pH para e n to rn o s de ciertas a g u a s naturales (adap tad o de O 'N e ill, 1991. R e p ro d u c id o con p e rm iso de C h a p m a n Hall).
3.3.1. Estructuras de la atmósfera de la tierra La película de gas que ro d ea a la tierra v aría en e stru ctu ra en la m e d id a en que la distancia aum enta ex tern am en te desde la superficie. L a atm ósfera d e la tierra está dividida en regiones basad as en prim er lu g ar sobre co nsideraciones de gradientes de tem peratura, tal com o se m uestra en la F ig u ra 3.13. L a tem p eratu ra en la superficie varía desde b ajo cero °C en las reg io n es polares y las áreas de alta m ontaña h asta valores de ap roxim adam ente de 70 °C en las regiones áridas de los desiertos. L as tem peraturas correspondientes del aire próxim o a la superficie de la tierra (unos pocos m etro s) son bajas p o r debajo de 0 °C y altas aproxim ada m ente de 50 °C. En las áreas m uy calientes, la tem p eratu ra del aire es de 10 a 20 °C m ás fría que las tem p eratu ras calientes de la superficie. G eneralm ente, en las latitudes m edias, la tem p eratu ra desciende con el aum ento de la altitu d en la troposfera. E sto se con o ce com o gradiente de tem p eratu ra.p o sitiv o . E l aumento
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
133
T(K]
Figura 3.13.
Perfil vertical de la temperatura de las regiones atmosféricas de la tierra.
continúa hasta u n a altitud conocida co m o la tropopausa, por encim a del cual la tem peratura aum enta otra vez en la región conocida corno la estratosfera. La altura de la troposfera es aproxim adam ente de 1 0 km p o r encim a de la superficie terrestre, m ientras que la estratosfera se extiende de 20 a 30 k m m ás lejos. La zona inferior de 0 a 2 km de la troposfera se puede dividir adem ás en ciertas regiones. E sta región entera (de 0 a 2 k m ) se denom ina la capa lím ite atm osférica (CLA). L a CLA es aquella región donde la velocidad del viento está afectada por la resistencia cortante de la superficie terrestre. E sta C LA es poco profunda en los océanos o las grandes aguas navegables interiores, donde alcanzan aproxim ada mente una altura de 500 m. L a extensión de la CLA puede ser de hasta 2 km en las áreas urbanas con'm uchas estructuras altas..En las zonas típicas rurales, la exten sión de la C L A es de 1 k m aproxim adam ente. En la superficie de la tierra, la velocidad del viento dism inuye, y aum enta gradualm ente (no linealm ente) hasta la parte superior de la CLA. P o r encim a de la CLA, la velocidad del viento es aproxi madam ente constante, no estando afectada por la resistencia cortante de la superfi cie terrestre. La región de m ayor interés p ara la contam inación atm osférica es la del interior de la CLA, aunque las regiones m ás altas dentro de la troposfera son intere santes para el com portam iento a gran escala de la circulación del aire y de la modelización de la circulación global climática. Una región próxim a a la superficie terrestre, denom inada la subcapa de la C LA , está afectada p o r la agitación local y se caracteriza por la alta turbulencia y el fuerte mezclado. Esta altura depende del alcan ce de la agitación localizada, aunque puede ser tan baja corno unos pocos metros. A dem ás de lo s gases atm osféricos de la T abla 3.11, que son relativam ente constantes, hay un núm ero de constituyentes variables de origen natural. Estos son relacionados en la T abla 3.12.
134
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 3.11.
Composición media de la atmósfera .G as
Composición envolum en (ppm ) ' 7S0.900
02
209.500 9.300
A co, • Ne He ch
4
300 13 5,2 2,2 1
Kr N 20
1
H* Xe
0,5 0,08
o, NH3 NO,
0,02 0,006
NO SO ,
0,0006 0,0002
H ,S
0,0002
0,001
L a atm osfera se c alc u la con un peso de 4 ,5 x I 0 1 5 toneladas. L a densidad de la atm ósfera a nivel del suelo es 1,29 g/1 (1,29 k g /m 3) y d ism inuye con la altitud. T am bién dism inuye co n el aum ento de la tem peratura. L os valo res anteriores son p ara la tem peratura (273,16 K) y la presión (1.013,25 m b ar = 101,3 kPa) están dar. E n térm inos de v . ium en de gas, se sab e que 1 m ol g ram o de un gas ideal, a TPS (tem peratura y p resió n estándar) o cu p a 22,414 litros. U n gas ideal es aquel que obedece la ley d e los gases ideales: PV = nRT donde
(3.53)
P = presión, P a (N /m 2) V = volum en, m 3 n = n ú m ero de m oles R = gas c o n sta n te = 8,314 J/K m ol T = tem p eratu ra, K R = R d (en el aire seco) = 287,04 J/k g K R - R w (p ara e l'a ire húm edo) = 4 6 1 ,5 J/kg K
A dem ás de la e x iste n c ia de la atm ó sfera (la película d e lg ad a del gas que envuelve la tierra), h a y tam b ién una h id ro sfera que contiene to d a el agua de los océanos, los lagos y lo s n o s. L a h idrosfera es ap roxim adam ente 230 .veces más p esad a que la atm ó sfera. H ay un flujo co n stan te de sustancias quím icas, princi-
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
3.
137
Las reaccio n es a altas tem peraturas en tre el C 0 2 y los com puestos del carbono.
L a com bustió n de los com bustibles de carbono es: 2 C
0
2
-» 2 C O
2 CO + O , -> 2 C O ,
(3.57) (3.58)
L a prim era reacció n es aproxim adam ente 10 v eces m ás ráp id a que la segunda; el CO es de e sta m anera un producto interm edio yp u ed e aparecer com o un producto fin al si el O , es insuficiente para la segunda reacción. L a disociación del C 0 2 es C 0 2 <-+ CO + O
(3.59)
y sólo ocurre a la s tem peraturas m uy altas (> 1 .7 0 0 °C). L as reacciones a alta tem peratura del C 0 2 y del C están representadas por C 0 2 + C -> 2 C O
(3.60)
la cual tiene lu g a r sólo a tem peraturas m uy altas. Los autom óviles son el m ay o r origen del CO a la atm ósfera y una fuente para su elim inación la proporcionan los suelos. O xidos d e n itró g e n o . L a quím ica básica de la form ación del óxido nítrico (NO) y del d ió x id o de 'nitrógeno (NO-,) es N 2 + 0 ,< - > 2 N O 2 NO + 0
2
<-> 2 N O ,
(3.61) (3 .6 2 )
El óxido nítrico es u n gas incoloro, inodoro e insípido, m ien tras que el dióxido de nitrógeno es un gas rojo-m arrón con un picante; asfixiante. A unque existen otros óxidos (N O j, N 2 0 , N , 0 5), sólo el N O y el N 0 2 son dom inantes. El NO se em ite a la atm ósfera en cantidades m ayores que el N O , (lo contrario d e l’CO y del C O ,). D ado que el n itró g en o constituye el 78 por 100 y el o x íg en o el 21 por 100 en volum en del «aire» , tienden a reaccionar uno con otro, aunq u e sólo a las tem p era turas > 1 .2 0 0 °C. E sta reacción se produce de esta m anera d urante los procesos de com bustión a alta tem peratura y puede considerarse com o u n a reacción lateral de la com bustión (S to k er y Seager, 1972). Una vez en la atm ó sfera algo de N O se convierte a N O , m ediante la fotolisis (energía de la luz so la r ultravioleta) y no im plica una rea c c ió n con el O ,. M uchos de los graves efecto s de la co n tam in a ción del N O v re su ltan de su p ap el en la form ación de los o x id an tes fotoquím icos que son los com p o n en tes dañinos de los hum os. E l proceso fotolítico se rep re se n ta por a)
N O , + hv -*■ N O + O* donde y
h v representa el fotón de en erg ía de la rad iació n solar O * es el oxíg en o atóm ico m uy reactivo
(3 .6 3 )
138
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
b)
O* + 0
c)
0
3
2
-> 0
(3.64)
3
+ N O -> N O , + 0
(3.65)
2
E ste proceso es cíclico, tal com o in d ica la Figura 3.14. N o obstante, el proceso sería idealm ente cíclico si no produjera n a d a de N O , neto, exactam ente una se cuencia rápida del N 0 2 (con el 0 3 y el N O que se p ro d u cen y destruyen en cantidades im a le s ), si no fu era p o r los in tereses en c o m p eten cia de los hid ro car buros (HC). Los H C in teraccio n an en una form a tal que el ciclo e stá desequilibrado y el N O se convierte en N 0 2 m ás ráp id am en te que la disociación de éste en N O y O. Esto produce un aum ento de 0 3. C uando e l N 0 V, los H C y la luz sola:- se co m b i nan, inician un a serie de reacciones com plejas que p ro d u cen contam inantes se cundarios denom inados oxidantes fotoquím icos, siendo el ozono (O ,) el m ás se rio. E sta reacción pued e rep resentarse d e la form a m ás sim p le por H C + N O v + luz solar -> niebla fo to q u ím ica El ácido nítrico ( H N 0 3) es uno de los ácid o s de la lluvia á c id a (otros son el ácido sulfúrico, H , S 0 4). U n m ecanism o p ara la form ación del H N 0 3 es 0
3
+ N 02
-» N 0 3 + 0
2
(3.66)
5
(3.67)
2 H N 03
(3.68)
HNO3 + HNO,
(3.69)
N 03 + N 02 N20
5
-
+ H 20
N20
O tra es 2 N 0 2 + H ,0
E stos tem as se discuten p osteriorm ente en el Capítulo
8
.
E n e rg ía s o la r u ltr a v io le ta
Figura 3.14.
Ciclo fotolítico del N 0 2 (adaptado de Stok er y Seager, 1972).
IN TRO D U CCIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
139
P a rtíc u la s . M ientras la m ayoría de los contam inantes del aire en las seccio nes previas eran gases, hay tam bién contam inantes de partículas, los cuales en algunos casos son subproductos de los contam inantes gaseosos, p o r ejem plo N 2 0 5 + H 20 -* H N 0 3. L a T abla 3.13 m uestra un rango am plio de los co m p o nentes de m ateria particulada procedentes de la com bustión del carbono, los cua les pueden ser descargados en la atm ósfera si no se dispone de las instalaciones adecuadas de lavado. M u ch as industrias todavía em iten partículas, aun q u e la le gislación am biental ha sido exitosa al reducir m uchas em isiones de las p artículas. El rango de la m ateria particulada oscila desde valores tan p eq u eñ o s com o 10- s m m hasta tan grandes com o 1 mm. A causa del tam año m uy pequeño, perm anecen en la atm ósfera durante períodos grandes y pueden v iajar a d istan cias grandes. Sedim entarán en la superficie terrestre, de form a natural o ag lo m e radas con gotas de agua. L as partículas de origen natural pueden ser una llu v ia de polvos, cenizas volcánicas e incendios forestales. U na peculiaridad re cien te de la contam inación natural de las partículas ha sido la m igración del polvo sahariano hasta el norte de Europa. L a m ateria particulada, bien de form a natural o antropogénica, no es deseable ya que im pide la eficiencia pu lm o n ar de! h om bre y de los animales. L a m ateria particulada tam bién interfiere en el crecim iento de las plantas cuando se depositan sobre sus hojas, im pide la fotosíntesis d e la planta m ediante el apantallam iento de la lu z solar e interfiriendo con el b alance de C O , entre la planta y la atm ósfera. A lgunas partículas son tóxicas y se discuten p o sterio rm en te en el C apítulo 8 . H id ro c a r b u ro s . P or definición, los com puestos de los hidro carb u ro s c o n tie nen sólo los elem entos hidrógeno y carbono. H ay sin em bargo, m uchos m iles de dichos com puestos en los tres estados físicos. Son de interés aquellos H C que son T abla 3.13.
C o m p o sició n d e las ce n iz a s v o la n te s d e la c o m b u s tió n del c a rb ó n ...
. C o m p o n e n te
Cenizas volantes (%)
Aluminio (com o A 1 ,0 3)
9,81-58,4
Sílice (como S i 0 2)
¡7,3-63,6
Carbono
0,37-36,2
Hierro (como F e , 0 3 o F e ^ * )
2,0-26,S
M agnesio (com o M gO)
0,06-4,77
Calcio (como C aO )
0.12-14,73
Azufre (com o S 0 3)
0,12-24,33
Titanio (com o T ÍO ,)
0-2.8
Carbonado (com o C O |“ ) Fósforo (com o P 20 5)
0-2,6 0,07-47,2
Potasio (com o K ,0 )
2,8-3,0
Sodio (como N a 20 )
0,2-0,9
Adaptado de Stoker y Seager, 1972.
140
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
gases a la tem p eratu ra norm al o son volátiles, y ex p lican los aproxim adam ente 200 com puestos de los H C en el aire urbano. A veces se clasifican en tres tipos, basados en la estructu ra m olecular. 1.
H C alifá tico s o acíclicos, d onde todos los átom os de carbono están d is puestos en cadena (no anillos) y sin ram ificaciones, p o r ejem plo H
H
H
H— C— C— C— H H
H
H
Propano, C 3H¡
2.
H C arom ático s contienen 6 anillos de carbono (benceno) en sus m o lécu las y cad a átom o de carb on o tiene un H o un C unido a él, p o r ejem plo H
C H ^
H
C^
c
H c
c
H ^
^H
H
c
^H
H — C— H
Benceno, C6H 6
H Tolueno, C7HS
3.
H C alicíclico s son aquellos que contiene una estru ctu ra de anillo (seis C) diferentes del benceno.
H \
.c
H "-"!
H s r /H \ .
^H
c;T
|" - H
C i c l o l i e x a n o , C 0H , ,
E n el aire u rb ano, los H C co n tien en valores típ icam en te en el nivel < p p m . Por ejem plo, el C H 4 - 3 ppm, el C 6 H 6 - 0,03 ppm y el C 7 H g (tolueno) - 0,05 ppm, se m idieron en el aire urbano de L os Á ngeles. E l m etano es con m ucho el m ás elevado, aunque la m ay o r p arte d e su concentración p ro ced e de los procesos
IN T RO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A
Y M IC R O B IO LO G ÍA
141
naturales biológicos. V iene aportado por los vertederos, los incendios forestales y los autom óviles. E n general, los autom óviles ap o rtan la m ayoría de los H C en el aire urbano. L o s H C son indeseables en la atm ó sfera a causa de su toxicidad, particularm ente los com puestos m ás com unes de benceno, p o r ejem plo el C fiH 6 y el C 7 H 8.
3.4. LA QUÍMICA DEL SUELO L os suelos son m edios porosos form ados en la superficie terrestre m ediante el p roceso de 'a. m eteorización durante largos p erío d o s, aportados p or los fenóm e nos biológicos, geológicos e hidrológicos. L os suelos difieren de las rocas en que su generación en el tiem po m uestra las capas d e diferentes tipos de suelo en la parte superior de cada una, con una estratificación vertical definida. Los suelos se consideran com o sistem as biogeoquím icos m u lticom ponentes y abiertos, que contienen sólidos, líquidos y gases. Siendo sistem as abiertos, están som etidos a los flujos de m asa y energía con la atm ósfera, la biosfera y la h idrosfera, y su com posición es espacialm ente m uy variab le y tam bién cam bia con el tiem po (Sposito, 1989). L o s suelos están constituidos d e tres fases de sólidos, líquidos y gases (incluyendo el aire y el vapor de agua). L a com posición de cada fase depen de d el clima, contenido de hum edad, de la proxim idad a la superficie y de un conjunto de otros factores. L os suelos adem ás pued en ser orgánicos e inorgáni cos, aunque generalm ente es una com binación de am bos. Los suelos orgánicos p ueden contener u n a am plia actividad m icrobiana. D iez gram os de tierra pueden contener una población m icrobiana igual a la población hum ana de la tierra. Un k ilogram o puede contener tanto com o 500 b illo n es de bacterias, 10 m illones de actinom icetos y 1 billón de hongos, con una lo n g itu d de sistem a de raíces en el p rim er metro p a ra una sola planta de hasta 600 km . Por lo tanto, d ebido a las diferentes fases de una m uestra de tierra, la p oblación m icrobiana, el am plio núm ero de elem entos y de m inerales y de la h eterogeneidad de la estructura, los suelos son un dom inio dinám ico. Es a causa de estos y de otros fenóm enos de transporte de los suelos desde un área a otra p o r lo que la física y la quím ica de ellas es indudablem ente m ás com pleja, m ucho m ás que la del aire o la del agua.
3.4.1.
Composición química de los suelos
L a T ab la 3.14 in d ica los elem entos principales presen tes en la tierra y en la corte za de las rocas. S e ve que en las tierras los 10 elem entos m ás abundantes son: E n las tierras:
O > Si > A l > F e > C > Ca > K > N a > M g > Ti
E n la corteza de las rocas:
O > Si > Al > F e > Ca > M g = N a > K > Ti > P
L os elem entos presentes en las tierras pueden estar bien en la form a sólida, líqui da o gaseosa. M u ch o s tienen porosidad de 10 a 50 por 100 dependiendo del tipo
142
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
de suelo y de la com posición, así algunos de los elem entos listad o s en la T a bla 3.14 pueden estar en m ás de una fase. Los suelos en los clim as áridos tienen iípic :m ente un 90 por 100 de m ateria inorgánica. L a tierra de arcilla d e Yolo en el norte de C alifornia tiene ap ro x im ad am en te un 98 p o r 100 de sustancias inorgáni cas. En los clim as de tem peraturas húm edas, el «suelo superior» (generalm ente de 0,1 a 0,3 m de profundidad) será p redom inantem ente orgánico, d ando paso a suelos inorgánicos a profundidades p or debajo del h orizonte de suelo superior. En genera] los suelos son espacíalm ente no hom ogéneos. L a estructura d e los suelos cam bia con el tiem po a través de la m eteorización, las actividades biológicas y el m ovim iento del agua. L a esteq u io m etría de los suelos no es sencilla. D e la T a bla 3.14, el oxígeno alcanza aproxim adam ente 490 g/kg y la sílice 310 g/kg. Juntos com prenden el 80 p o r 100 de la com posición del suelo. N o ex isten com o elem entos particulares, 0 2 o Si, sino com binados para form ar los m inerales, alguno
Tabla 3.14.
Elemento L¡ Be B C N O F Na Mg Al Si P S Cl K Ca Se Ti V Cr Mn Fe Co Ni Cu
C o n te n id o m e d io elem ental en m g/kg en el su elo y en la corteza de la roca ..Suelo
Corteza
24 0,92
20 2,6 10
33 25.000 2.000 490.000 950 12.000 9.000 72.000 310.000
4SO 25
.E F 1,2 0.35 3,3 52 80
Elemento Zn Ga Ge As Se
-Suelo 60 17 1,2 7,2 0,39 0,S5
474.000 430
1,0 22
Br Rb
23.000 23.000 82.000
0,52 0,39
SiY
67 240 25
0,88
Zr
230
1,1 0,43
Nb Mo Ag Cd Sil
277.000
430 1.600 100 15.000 24.000 8,9 2.900 SO 54 550 26.000 9,1 19 25
Adaptado de Sposito, ] 9S9.
1.000 260 130 21.000 41.000 16
0,56
Sb I
5.600 160 100
0,52 0,50 0,54
Cs Ba La
950
0,58
Hg
41.000 20
0,63
Pb
0,46 0,24
Nd Tli
0,50
U
80 50
6,2 0,77 0,71 0,59
11 0,97 0,05 0,35 1,3 0,66 1,2 4,0 580 37 0,09 19 46 9,4 2,7
- Corteza;’ i E F 75 1S
0,S0 0,94
1,8 1,5 0,05
0,67 4,3
0,37
2,3 0,74
7,S
90 370 30 190
0,65 0,83 1,2 0,55
20 1,5 0,07 0,11 2.2
’
0.65 0,71 3,2 0,59
0,20 0,14
3,3 8,6
3,0
1,3 1,2 1,2
500 32 0,05 14
1,8 1,4
38
1,2 0,78
¡2 2,4
1,1
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
143
de los cuales aparecen en la T abla 3.15 (Sposíto, 1989). L a unidad estructural dom inante es el enlace S i — O, que es mucho m ás fuerte (y m enos propenso a la m eteorización) que el típico enlace m etal-oxígeno. Los m inerales prim arios son el cuarzo, el feldespato, la mica, el anfibol, el piroxeno y la olivina, los cuales tienen su origen en la ro ca madre. L o s m inerales secundarios son aquellos que resultan de la m eteorización a causa del tiem po de los m inerales prim arios (o silicatos). L a fracción no sólida de los suelos está fo rm ad a de aire y agua del suelo, oscilando desde un 30 a un 60 por 100 del volum en total. M ien tras la com posi ción del aire del suelo es sim ilar a la del aire atm osférico, puede h aber una o scila ción am plia en algunos com puestos. El aire atm osférico contiene 2 0 9 .5 0 0 ppm de 0 2 m ientras que el aire del suelo puede ser tan bajo com o 20.000 ppm . De form a sim ilar, el C 0 2 en la atm ósfera es aproxim adam ente 300 ppm pero puede ser m ucho m ás alto en el aire del suelo, del orden de 3 .0 0 0 a 30.000 ppm a m ayores profundidades. O tros gases lam oién varían, sien d o debido a la intensa actividad m icrobiológica en los suelos.
T a b la 3.15. Nombre
L o s m in e rale s m á s c o m u n e s del su e lo
Fórmula química
Importancia Abundante en la arena y lodo. Abundante en el suelo que no está excesivamente lixiviado.
Anfibo]
SiO, (NaK'lAIO^SiO,], CaAl,04[S"i0,l," K,A¡",05[S¡,Ó ,j3AI4(0H )4 K ,A l20,[Si,0,],(iM gl Fe)ó(OH)4 (Ca, Na, K ) , 3(Mg, Fe. A iy O H ), [(Si, AI)40 u J,
Piroxeno Oiivina Epidota Turmalina Zirconio Rutilo Caolinita Esmecita 1 Vermiculiia i Clorita J Alófana Imogolita Gibsita Goetita Hematita Ferrihidrato Birnesita Calcita Gipsum
(Ca, Mg, Fe, Ti, AISi, A ])03 (Mg, Fe),Si04 Ca"(Al, Fe)3(0 H )S ¡,0 ,, N;tMg3A ]6B 3SilsO ,7(OH, F)4 ZrSÍO. TÍO, Si4Al40 10(OH)8 M v(Si. A!),(AI, Fe. O ,0(OH)4, donde “ M = catión de intercapa S ijA L O jj •/iH,0 S i,A l40 10 •5 H ,0 Al(OH)3 . FeO(OH) Fe,O, Fa^ Ó 15 •9 H ,0 (Na. CajMn70 ,4 •2,8 H ,0 CaC03 CaS04 ■2 11,0
Cuarzo Feldespato
Mica
Adaptado de Sposito, 19S9.
1 f J "J 1 j
J. "1 f
J
Fuente de K en la mayoría de suelos de zonas moderadas. Fácilmente disgregado a arcilla mi nerales y óxidos. Fácilmente disgregado. Fácilmente disgregado. Muy resislente a la disgregación química, usado como mineral ín dice en esludios pedológicos. Abundante en la arcilla como pro ducios de. la disgregación; fuente de iones intercambiables en sue los. Abundante en suelo derivados de depósitos de cenizas volcánicas. Abundante en suelos lixiviados. Lo más abundante óxido de Fe. Abundante en regiones cálidas. Abundante en horizontes orgánicos. Lo más abundanLe óxido de Mn. Lo más abundante carbonato. Abundante en regiones áridas.
144
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E s m uy frecuente re fe rirse al agua del suelo com o u n a solución de suelo, debido a que está lejos de ser «pura». C o n tien e m inerales disueltos, coloides y suspensiones. A lgunos de los sólidos d isu elto s se disocian en iones, y éstos a su vez pueden atacar a otros iones u otras p artíc u la s sólidas. L a S ección 3.4.2 discu te los iones intercam biables. El agua del suelo pu ed e existir en p e q u e ñ a s cantidades com o vapor de agua (> 3 por 100 en volum en del suelo). E x iste n otros gases en el espacio seco del poro o disuelto p ro ced en tes del aire atm o sférico en la solución del suelo. L a cantidad de un gas en la so lu ció n del suelo d ep en d e de la can tid ad en la atm ósfera y de la constante de la ley d e H enry. Si la p resió n parcial del gas se conoce y la constante tam bién, en to n ce s puede d eterm in arse la cantidad del gas en la solu ción del suelo en el equilibrio. E je m p lo 3.22. D ete rm in ar la can tid ad del C H 4 en u n a solución .'al suelo para las condiciones de equilibrio. Solución: L a presión parcial d el C H 4 en la atm ó sfera = 2,2 p p m -+ 2,2 x 1 0 “ 6 atm L a constante de la ley d e H enry para el C H 4 a 20 °C = 2,97 x 10 4 atm /m ol (véase la T ab la 3.10) 2 2 x 1 0 -s F racción m o la r = — ---------- = 0,741 x 1 0 " 2,97 x 10 4
M oles de C H 4
= 0,741
x
= 41,19 x 1 0 “ C oncentración de C H 4, m g /l
10
= 41,19
= 0,066 x
1 0 ~ 3
= 4,12 x ¡O -
3.4.2.
10-
3
1 0
mol
10
x 55,6 =
mol/1 x
10"
10
x 16 =
m g/l = m m o l/m 3
Iones intercambiables
L a interacción entre la fase sólida y la líq u id a de un suelo p uede discutirse en térm inos del intercam bio de los cationes/aniones. P articu larm en te p ara aquellos suelos que son de co n ten id o arcilloso, p u ed en ser p rin cip alm en te coloides (tam a ño de la partícula de 1 0 “ 3 m a 1 /.¡m) y c u an d o están en la solu ció n del suelo se encuentran en suspensión. E n consecuencia, una fracción del agua del suelo y m uchos de estos iones en la solución del suelo están afectados p o r las cargas eléctricas. L os coloides del suelo tienen u n a carg a p red o m in an tem en te negativa (-v a ) y retienen a los ca tio n es (+va) en la p e líc u la de agua sobre la superficie del coloide. E sta retención o en lace reduce la p érd id a de los cationes tales com o el C a 2 + , el M g 2 + , el K + , e l N a + m ediante los procesos com o la ex tracción, pero reteniendo aquellos p ara su to m a p or la p lan ta. L a fracción de cationes disponi
145
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
bles para su to m a por la p lan ta está principalm ente en la solución del suelo cerca de las superficies coloidales. Estos iones pueden intercam biarse con otros iones bien en procesos naturales o artificiales com o el riego, aporte d e cal, o la fertiliza ción. Por ejem p lo , una solución de sulfato de am onio que p asa a través de una colum na específica de suelo puede p roducir u n a extracción de sulfato cálcico. El catión dom inante (N H 4 ) cam bia al catión C a 2+ en la solución del suelo, a cau sa del intercam bio dentro de la colum na. En consecuencia, los suelos pueden id en ti ficarse en térm inos de su capacidad de intercam bio catiónico (C IC ), es decir, de su afinidad a los distintos cationes. L a CIC está también influ en ciad a m ed ian te el pH del suelo/solución del suelo. La T abla 3.16 indica los valores de la C IC y los principales cationes intercam biables p ara suelos seleccionados. Los valores de la CIC son bajos p ara suelos gruesos (-1 0 m m ol/kg) y altos p ara suelos d e textura fina (-6 0 0 m m ol/kg). A sí, una reacción de intercam bio iónico puede definirse en general com o aquella que im p lica la sustitución de una especie iónica en un com puesto sólido por otra especie iónica que procede de una solución acuosa en contacto con el sólido (Sposito, 1989). Por ejem plo, el intercam bio de M g 2 + por C a2+ se re p re senta com o C a C 0 3 (s) + M g 2 + (ac)
M g C 0 2 (s) + C a 2 + (ac)
(3.70)
Esta ecuación p uede describirse tam bién en térm inos de la constante de e q u ili brio, tal com o [M gC Q 3] [C a2+] v Tabla 3.16.
[C a C 0 3 ][M g 2 + ]
V a lo re s de la CIC y p rin cipa le s cationes intercam biab les de su e lo s se le ccio n a d o s Cationes intercambiables ( % riel total)
■
Suelos
pH
e re (mmol/kg)
CaJ* Mgi+
K+
Na*
ir
a
i1*
Promedio de suelos agrícolas (Países Bajos).
7,0
383
79,0
13,0
2,0
6.0
—
Promedio de suelos agrícolas (California).
7,0
203
65.6
26,3
5,5
2.6
—
Chemozem o MolUsoll (Rusia).
7,0
561
84,3
11,0
1.6
3,0
—
1S9
0,0
0,0
5,0
95.Ó
0,0
Suelo de Sodie Merced (Califor nia).
10,0
Suelo lamia, sin cal (Suecia).
4,6
173
48,0
15,7
1,8
0,9
33.6
Suelo lamia, con cal (Suecia).
5,9
200
69.6
11,1
1,5
0,5
17,3
Adaptado de Bolín e l al., 1985. Copyright @ 1985. Reproducido con autorización de John Wiley &. Sons, Inc.
146
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
C uanto m ás alta es la co n stan te de equilibrio, m ás ráp id am en te evoluciona la reacción h acia el equilibrio. En el C apítulo 10 se discuten otros detalles sobre la CIC, rem itiéndose al lector a Sposito (1989) y B ohr (1985) p ara m ás detalles.
3.4.3.
Salinidad del suelo
L a salinidad de ¡os suelos n o suele ser un problem a en los clim as tem plados con suelos orgánicos. Sin em b arg o , es un p ro b lem a im portante en las áreas áridas y sem iáridas del m undo. Lina solución del su elo se considera salin a si la conducti vidad eléctrica (CE) > 4 .0 0 0 /tS/cm . En las áreas fértiles del in terio r de C alifornia se encuentran regularm ente valores en exceso de 1.000 ¡iS/cm . E sto se debe prin cipalm ente al hecho de q u e, en estas regiones, la evaporación es su p erio r a la precipitación. Las sales no so n extraídas del suelo y por lo tanto se acum ulan. Las fuentes principales de la salin id ad del suelo son: la m eteo rizació n m ineral, la precipitación atm osférica (próxim a a las costas), las sales fósiles y las fuentes antropogénicas, tales c o m o el riego. La fuente principal de las sales (procedentes del suelo) de las rocas y de los m inerales es la exposición a la m eteorización quím ica y física. E n los clim as húm edos las sales se separan a través del p erfil del suelo m ed ian te la infiltración del agua de la lluvia. En el nivel freático, son transportadas hacia los ríos y los m ares entrando en el ciclo hidrológico. Sin em bargo, en las zonas áridas, hay m enos separación (el m o v im ien to descendente del agua de llu v ia de las sales) y por elio las sales se acum ulan. É ste es el caso en que se produce una alta evapora ción y está com puesta p o r la s velocidades adicionales de la transpiración, si estas zonas áridas (los valles) están muy cultivadas con agua de riego. L a co ncentra ción de sal (cloruro) de las aguas de lluvia cerca de la co sta p uede ser de hasta 2 0 0 m g/l y esto puede a ñ a d ir sales a las zo n as costeras a través de la precipita ción. T ierra adentro, este m ecanism o de acum ulación de sal d ism inuye ya que la concentración del agua de la lluvia se red u ce rápidam ente a ~1 m g/l. En las áreas donde se han construido em b alses sobre sedim entos salinos, se transm iten a las aguas corriente abajo. T am b ién cuando las zonas se riegan con agua, el nivel freático pued e tender a su b ir y las aguas subterráneas salinas resultantes, siem pre que finalm ente se descarguen, aum entarán la salinidad de las áreas corriente aba jo. A lgunas zonas del g lo b o tienen niveles freáticos altos de fo rm a natural, a un par de m etros de la sup erficie. El agua se d irig e a la superficie p o r capilaridad y tam bién com o vapor, d o n d e se evapora y deja atrás la sal. A lgunas de estas zonas se denom inan salinas. P ara m ás detalle sobre la salinidad, se rem ite al estudiante a Tanji (1990).
3.5.
M ICROBIOLOGÍA
L a m icrobiología es el estu d io de los m icroorganism os, que se distinguen del resto de la m ateria viva p o r su pequeño tam año, en el rango de 1 0 ~ 5 y 1 0 ° mm. Los m icroorganism os son im portantes en los am bientes del agua, el aire y el
IN TRO D U CCIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
147
sueio, no sólo p o r su ubicuidad sino tam bién por su activ id ad , ben eficio sa o de otro tipo, en aquel entorno. Por ejem plo, 1 gram o de su e lo orgánico rico p uede contener hasta 2,5 m illardos de bacterias, medio m illón d e hongos, 50.000 alg as y 30.000 protozoos. El m edio acuático, com o en los río s y lagos, puede co n ten e r m icroorganism os indeseados como algas, virus, g u san o s, lodos bioló g ico s, etc. Por otra parte, en los procesos de tratam iento de ag u a residual se ex p lo tan las bacterias para b iodegradar los residuos orgánicos. En el m edio aéreo se e n c u e n tran m uchos organism os indeseables com o esporas d e m oho, bacterias, le v a d u ras, etc. P o r tan to la tarea del ingeniero y del científico am biental es e n te n d e r el papel de los m icroorganism os en cada m edio concreto, p ara transform ar ese m e dio beneficiosam ente. P o r ejem plo, el especialista en ag u a requiere cierta co m prensión de la m icrobiología cuando determ ina cuánto clo ro utilizar al d e sin fe c tar' los sum inistros de agua potable, cuando diseña un pro ceso de pu rificació n de agua residual, cuando está recuperando un sitio de su e lo contam inado o cuan d o está diseñando u n sistem a de circulación de aire para un am biente de aire c o n ta minado.
3.5.1. Organización del mundo microbiano Una clasificación sim plista del m undo m icrobiano en o rd en decreciente de ta m a ño y nivel de evolución celular aparece en la T abla 3.17. Los m icroorganism os tam bién pued en clasificarse seg ú n su co m p o sició n c e lular. Por ejem plo, la form a más baja, el virus, no tien e estructura c e lu la r y se
Tabla 3.17. Reino m icrobiano
.
Clasificación del m undo m icrobiano Algunos m icrobios
, E stru ctu ra celular
,
Animales
Gusanos Helmintos
Unicelular o multicelular.
Plantas
Plantas acuáticas Macrofilos Plantas de semilla Helechos Musgos
Estructura celular bien desarrollada: eucariotus.
Protistas superiores
Hongos Algas Protozoos Rotíferos Crustáceos
Protistas inferiores
Bacterias Algas verdiazules Cianobacterias
Estructura celular primitiva: procat'iotas.
Viras
Muchos
Sin estructura celular.
148
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
com pone de un d o b le filam ento de m aterial genético y u n a c u b ie rta de pvoteína. P or encim a de los virus están las protistas inferiores, incluidas las bacterias, que son estructuras unicelulares. En el caso de las bacterias, estas m o n o células son de un tipo sencillo y prim itivo, llam ad o p rocariotas, en el cual el núcleo celular no está rodeado por u n a m em brana, sino que se m ueve lib rem en te p o r el citoplas m a. P or encim a de las procariotas (bacterias) están las p ro tistas superiores de plantas y anim ales q u e tienen una estructura celular bien d esarro llad a rodeada por una m em brana. L o s organism os son de com posición u n ice lu la r o m ulticelu lar, y se clasifican c o m o eucariotas. A quellos organism os que están com puestos de estructuras celu lares, ya sean m ono o m ulticelulares, p ro cario tas o eucariotas, pueden sobrevivir p o r sí m ism os, si el nutriente y el su m in istro de alim ento son adecuados. El virus, p o r el contrario, es un parásito obligado n o v iv ien te y necesi ta otras células v iv ien te s para su reproducción. El desarrollo y la continuidad de la v ida de los m icroorg an ism o s req u iere la síntesis celu lar y lu eg o el m anteni m iento celular. P ara so sten er la síntesis celu lar y el m an ten im ien to celular se requiere alim ento en fo rm a de carbono, energía y nutrientes (N , P, K, S, Ca, etc.). A dem ás algunos m icroo rg an ism o s necesitan oxígeno p ara la supervivencia y se llam an aerobios, m ien tras que otros no pueden so b revivir en el am b ien te de oxí geno y se les conoce com o anaerobios. A quellos organism os q u e pueden sobrevi vir' en cualquiera de lo s dos am bientes se llam an anaerobios fa c u lta tiv o s. A que llos m icroorganism os q u e utilizan C 0 2 com o fuente de carbo n o p a ra alim ento se llam an autotrofos m ien tras que los que utilizan carbono o rg án ico se llam an heterotrofos. A nálogam ente, los m icroorganism os que usan la lu z com o fuente de energía se llam an fo to tr o fo s, m ientras que los que usan en e rg ía de u n a fuente quím ica inorgánica se llam an quim iotrofos. A sí, los o rgan ism o s q u e usan la luz com o fuente de en erg ía y C 0 2 com o fuente de carbono se llam an fo to a u to tro fo s (por ejem plo, algas). L o s organism os que usan la luz com o fu en te de energía y m ateria orgánica com o fuente de carbono se llam an fo to h e te ro tro fo s (por ejem plo, bacterias fo to sin téticas). M u ch as bacterias que usan la m ate ria inorgánica com o fuente de en erg ía y C 0 2 com o fuente de carbono se llam an quim ioautotrofa s . L as bacterias y pro to zo o s que usan pro d u cto s q uím icos inorgánicos com o fuente de energía y m ate ria org án ica com o fuente de carbono ¡e llam an quiinioheteroirofas. L a nom enclatura m icro b ian a es binaria, es d ecir que co n siste en dos palabras que indican: • G énero, p o r ejem p lo , V ibrio • Especie, p o r ejem p lo , cólera L os géneros, escritos con m ayúscula, se definen en térm inos de • C aracterísticas fisiológicas, p o r ejem plo, Vibrio, N itro so m a s Pigm entación, p o r ejem plo, C rornobacteria • E nferm edades, p o r ejem plo, N eu m o co co • N utrición, p o r ejem p lo , A m ilo b a cteria 9
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
149
3.5.2. Animales, plañías, hongos, algas, protozoos y virus E s ta jis ta incluye la m ayoría de los organism os (en su m ayoría m icroorganism os) de interés en los am bientes del agua, aire y suelo, excepto las bacterias (que se tratan en la Sec. 3.5.3). El am biente predom inante p ara la proliferación m icrobacteriana es el suelo, donde suele h aber un abundante sum inistro de carbono, en e r gía, hum edad y nutrientes. A dem ás el suelo es adecuado para el desarrollo m ic ro biano ya que les p rotege de la radiación del sol. L a m ay o r densidad de m icroflora se da en las capas superiores, a veces llam adas el suelo orgánico superior. La superficie del suelo tiende a estar lib re de m icroorganism os, al igual que a m a y o res profundidades. D e la m ism a fo rm a el m edio acuático norm alm ente contiene suficiente nutrición com o para m an ten er el desarrollo de m icroorganism os, que suele aum entar en densidad durante los periodos de verano cuando las aguas de los ríos aum entan de tem peratura y reducen su volum en y velocidades. El agua de lluvia contiene pocos m icroorganism os debido a su «pureza». G eneralm ente el m edio aéreo no es adecuado para el crecim iento y desarrollo de m icro o rg an is mos. P o r el contrario, los organism os que se en cuentran en la atm ósfera tienen su origen en el suelo (o el m edio acuático). A n im ales (h elm in to s). Los anim ales de interés p a ra la calidad del ag u a son los helm intos o gusanos, que son de tam año del m m y afectan a la salud hum ana. La presencia de platelm intos (varias especies), es peligrosa para la salud si se en cuentra en los abastecim ientos de agua. Por ejem plo, las diferentes especies de nem atodos son responsables de las enferm edades com o la del gusano anillado y filaría. Los nem atodos prestan un servicio beneficioso en el tratam iento de agua residual (filtros percoladores) donde los nem atodos aflojan parte de la biopelícula adherida al medio y así evitan un excesivo crecimiento de éste y su colmatación. Los nematodos son contribuyentes insignificantes al tratam iento por fangos activados ya que el tiem po de residencia es dem asiado corto para su periodo de reproducción. P la n ta s . G eneralm ente el crecim iento de las p lantas en el entorno de los ríos se considera indeseable. Esto es así especialm ente en el caso de lodos heterotrofos (hongos de aguas residuales) y de los Organismos fo to tro fo s (plantas y alg u nas bacterias). E sto s últim os incluyen algas p lanctónicas de plantas m icro scó p i cas q ue van a la d eriva librem ente en el agua, algas bentónicas que crecen en el lecho del río y objetos sólidos com o troncos, que se conocen com o p erifito s y m acrofitos o plantas m ayores que suelen tener raíces. L os crecim ientos b io ló g i cos indeseados en ríos/lagos están asociados con grandes concentraciones de m a teria orgánica (hongos de aguas residuales) y n utrientes (plantas). L os crecim ien tos heterotrofos responden a concentraciones elevadas de azúcares sencillos (m edidos por la D B O ). Los fototrofos requieren form as inorgánicas de nitrógeno (am oniaco y n itrato ) y fósforo (fósforo reactivo disuelto). L os crecim ientos de hongos de aguas residuales indeseados no se producen cuando la D B O del río/lago es m enor de 1 m g/l. Para ev itar el crecim iento de algas bentónicas, los niveles de nitrógeno inorgánico disuelto deberían ser m enores de 0,04 a 0,1 m g/l y los niveles de fósforo reactivo disuelto deberían ser m enores de 0,15 a 0,03 m g/l en los ríos/lagos.
150
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
H o n g o s. L os hong o s son o rg an ism o s no fotosintéticos, quim ioorganotrofos, aerobios, m ulticelulares. P rim o rd ialm en te son h abitantes del suelo, pero tam bién se pueden en co n trar en el m ar y en ag u a dulce. Los hon g o s se em plean principal m ente en la degradación y co m p o staje de m ateria o rg á n ic a m uerta, un com porta m iento descrito p o r el térm ino sa p ro fítico . Son m iem bros im portantes de la cade na alim entaria ya q ue reciclan n u trien tes esenciales p a ra las plantas. A dem ás de eso, son h o n g o s parásitos de p lan tas, anim ales y hu m an o s. L a reproducción tiene lugar de diversas form as, ya sea asexualm ente p o r fisió n (división g enética p or m itosis) qu e im plica bien em b rio n es o bien form ación de esporas, o sexualm ente por fusión (división gen ética p o r m eio sis) del núcleo en dos células parentales. Los hongos se clasifican sobre la b a se de su ciclo de reproducción sexual en cuatro divisiones según la relación d e la T abla 3.18. Los m o h o s son hong o s filam en to so s. C recen por extensión de largas estructu ras en form a de h ebra llam adas h ifas, que form an una m asa llam ada m icelio. El m icelio vegetativo p enetra en el su strato para absorber nutrientes disueltos, m ien tras que el m icelio repro d u ctiv o fo rm a estructuras rep ro d u cto ras com o esporas, sacos de esporas, etc. Las levaduras son o rg an ism o s unicelulares, no filam entosos. L a célula es considerablem ente m ay o r que las b acterias (1 a 5 p m de ancho y 5 a 30 p m de largo) y suelen tener form as de h u ev o , esférica o elipsoidal. Las levaduras están am pliam ente distribuid as en la n atu rale za y se rep ro d u cen asexualm ente por fi sión binaria o- por em briones. Al contrario que los m o h o s, pueden crecer tanto aerobia com o anaerobiam ente. L as levaduras se h a n em pleado por el hom bre durante m uch o s cientos de años p ara la producción de vino, cerveza, quesos, etc., y tam bién se u fíiz a n ho y día en ferm en tacio n es a gran escala p ara p ro d u cir anti bióticos (penicilina) y otros p ro d u cto s bioquím icos. Las setas son form as m uy d iferenciadas de hongos. El m icelio está en el suelo, y en las condiciones adecuadas el cuerpo fru to so m acroscópico, llam ado basidio, se fo rm a sobre el terreno corno la estructura denom inada u n a seta. D ada su n atu raleza saprofítica, los hongos tienen un papel significativo en el tratam iento biológico del agua resid u al y en el co m p o staje de los residuos urba nos. P or otro lado, pro d u cen daños p or deterioro y p o d red u m b re de los productos
Tabla 3.18. ■■■:
Clasificación de ho n go s del suelo y acuáticos
. T ipo . ; •• -
Mohos (filamentosos)
:.7
División
■
Ficomicetos Hongos imperfectos
C aracterísticas/ejem plos
*
Esporas sexuadas o asexuadas: Mucor, Ricupos. Sin etapa sexual: Peniciüiinn, As■ pergillus.
Levaduras (no filamentosas)
Ascomicetos
Esporas sexuales en sacos: Neu Rospora, Candida.
Setas (microscópicas)
Basidiomi ceros
Etapa sexual en basidio: champiñón común.
INTRO D U CCIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
151
hechos con m ateriales naturales. D e las aproxim adam ente 100.000 especies de hongos, sólo unas 100 son patógenas para los h u m an o s y anim ales. Principalm en te producen infecciones de pelo, uñas, piel así com o graves in feccio n es de órga nos internos com o el pulm ón. U na de las peores toxinas, la aflatoxina, se produce por un hongo llam ado A spergillus fla v u s. Los alim entos como cacah u etes, grano, etc., secados incorrectam ente pueden co ntam inarse por aflatoxina, lo cual produ ce una degeneración grasa del hígado y cán cer d e hígado. A hora se sabe que el hongo blanco es capaz de degradar com puestos orgánicos peligrosos y se utiliza in situ p ara lim piar suelos contam inados. A lgas. Las algas son esencialm ente com o plantas. La m ayoría son organis m os acuáticos y pueden habitar en aguas dulces o saladas. Las e sp ecies terrestres norm alm ente crecen en el suelo, en la corteza d e los árboles y alg u n as han esta blecido una relación sim biótica con los hongos p a ra formas liqúenes. El tam año de las algas va desde el fitoplancton m icroscópico unicelular h asta las grandes algas de m ar m ulticelulares. Las form as de las a lg as unicelulares p u ed en ser esfé ricas, cilindricas, de bastón o espirales. Las c o lo n ias m ulticelulares pueden crecer en filam entos o en tubos largos o simples m asas de células ind iv id u ales que se adhieren juntas. Independientem ente de su tam año o com plejidad, todas las célu la s de algas contienen pigm entos fotosintéticos y por tanto so n capaces de re a liz a r la fotosín tesis. D ada la gran abundancia de océanos en la tierra, es probable q u e las algas fíjen m ás dióxido de carbono, y en consecuencia liberen más o x íg en o , que todas las plantas terrestres juntas. L os pigm entos se en cuentran en d iversos organism os llam ados pla stid o s, cloroplastos o crom ato/oros. L a clasificación de las algas se basa en sus propiedades celulares, la naturale za de la pared celular, los pigm entos fotosintéticos y la disposición d e los flagelos en células m otoras. En la T abla 3.19 aparecen sie te grupos generales. L os grupos I, II, IV , y VII son de interés en el campo am biental por razón d e su aparición tanto en agua lim pia com o contam inada. Las algas pueden representar un problem a en los abastecim ientos de agua, ya que contribuyen al gusto y a los olores, co lm atan las tomas de ag u a, acortan los ciclos de filtración en el tratam iento del agua y dan lugar a una alta dem anda de cloro en los procesos de desinfección. Otro p ro b lem a ambiental v ien e producido por el crecim iento m asivo de algunas especies m arin as. Los d in o fla g ela d o s, orga nism os m arinos flagelados, unicelulares, co nfo rm an las «m areas rojas» que a veces vem os en grandes superficies del mar. El m arisco que co n su m e las algas no puede com erse durante estos periodos ya que la toxina producida p o r algunas especies de dinoflagelados es tóxica para los h u m an o s. A m enudo un crecim iento excesivo de algas en los ríos o lagos es un in d ic a d o r de eutrofización. D ebido a una aportación excesiva de nutrientes esp ecialm ente de com puestos d e nitrógeno y fósforo — m uy frecuentem ente producidos p o r las actividades h u m a n a s com o el uso de fertilizantes agrícolas, detergentes, agua residual no tratada, e tc .— el cre cim iento de algas puede salirse de control. L as m asas de algas en d escom posición suelen producir u n a alta D B O y conducen a co ndiciones aerobias con desarrollo de m etano y sulfuro de hidrógeno.
152
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 3.19. ^ 'llD iv is ió n
C olor
Clasificación de algas '. . i A m biente/disposición celular/com entarios,;’ v;
I
Clorofka
Verde hierba
Aguas continentales; principalmente algas de aguas limpias excepto C l a r e l l a , S c e n e d e z i n u s , mayoría coloniales, filamentosas.
II
Cristofita
Amarilla-verde
Aguas limpias y frías; mayor celular, algunas colonia les, las diatomeas tienen sílice en la pared celular.
Pirrofita
Amarilla-marrón
Principalmente marina; 90 por 100 celular, dos fla gelos.
Euglemofita
Verde
Aguas continentales; requiere nitrógeno orgánico; crecen como protozoos en ausencia de luz; mo vilidad unicelular por líaselos.
Rodofita
Roja
Principalmente marina; agua limpia, cálida, colo niales; son comunes las hojas. .
Fio fila
Marrón
Marina; agua fría, coloniales, grandes. Ejemplo: M a c r o c i s t o s , quelpo gigante.
Cianofita
Verdiazul f
Aguas continentales; calientes, a menudo contami nadas, unicelular, masas gelatinosas, sin cloroplastos o núcleo verdadero; fijadoras de nitrógeno, a menudo causantes de crecimientos incontrola dos de algas.
III IV
V VI VII
t Las algas verdiazules se suelen conocer ahora como bacterias verdiazules o cianobaclerias. Adaptado de G. W. Heinke, «Microbiology and epidemiology», en Enviromnenlal Science and Engir .e e iin g , J. G. Henry y W. W. Hcinkc (eds.), © 1989, p. 256. Reproducido con autorización de Pren . ;j-H all, Inc., Englewood Cliffs, N.J.
P ro to zo o s. Los protozoos son los organism os u nicelulares más esp ecializa dos. La m ay o ría son no fo tosintéticos, se reproducen asexualm ente p o r fisión binaria y les faltan verdaderas paredes celulares, siendo esta últim a una caracte rística distintiva de las algas y los hongos. L a T abla 3.20 m u estra un esq u em a de clasificación p ara protozoos com unes acuáticos y de suelo. El tam año y form a de los protozoos varía am pliam ente; algunos son tan p e queños com o 1 /un de diám etro m ientras que otros son de h asta 2.000 /¿m. Son prim ordialm ente organism os acuáticos y están m uy d isem in ad o s por la n atu rale za. Sobreviven en condiciones adversas form ando q uistes con gruesas paredes celulares. Su tipo de nutrició n p uede ser saprofítico, pero principalm ente actúan com o eficaces predadores d e bacterias, y p or tanto se encuentran especialm ente donde haya enorm es can tid ad es de bacterias. De las 3 2 .0 0 0 especies 10.000 son parásitas, y algunas producen graves enferm edades com o la m alaria y la enferm e dad del sueño. El tam año y fo rm a y el tipo de sistem a lo co m o to r sirven com o criterio para la clasificación. Los sarcodinos tienen u n a m em b ran a celu lar que ca m b ia continuam ente de form a. Se m ueven exten d ien d o su citoplasm a en busca de alim ento. E stas exten siones se llam an pseu d o p o d ia o falsos pies, y son típicas d e las am ebas. L a sarcodina es saprofita. L a en ta m o eb a histolytica es un pató g en o com ún que produce disentería am ébica en los h um anos. L a Figura 3.15 es un esq u em a de la A m oeba.
IN TRO D U CCIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
Tabla 3.20.
153
Esq uem a de clasificación para los protozoos com unes en agua y suelo
Pseudópodos (Sarcodinos) Móviles por pseudópodos, movimiento de flujo amebiano: Flagelados (Mastigoforos) Móviles por flagelos; muchos fotosintéticos; Euglena,
A m eb a ,
V o lv o x ,
E iu a m e b a .
G ia r d ia .
Ciliados (Cilioforos) Libre natación, movimiento por muchos cilios que se mueven al unísono: dos; fijos a una superficie por un tallo: V o r l i c e l a s .
P a r a m c c io
adheri
Protozoos parásitos (Suctorios) En un principio ciliados de libre natación; luego, como adultos, con tentáculos o lallus (Esporozoos) Generalmente inmóviles; raramente viven independientes; parásitos; Plasmadiiim. Adaptado de Mitchell, 1974.
L os m astigoforos tienen flagelos, y algunas especies com o la E uglena son fotosintéticas, presentando algunas de las características tanto de los protozoos como de las algas. Los ciliados se caracterizan por tener finos pelillos o cilios. A dem ás de proporcionar m ovilidad, los cilio s ayudan en la captura de alim ento. El P aram ecio es un típico ciliado. L a F ig u ra 3.16 m uestra un esquem a de P aram ecio. Los protozoos parásitos incluyen los suctorios (natación libre) y los esp o rozoos (no m óviles). C uatro especies de P la sm o d iu m , cau san te de la m alaria, son m iem bros del segundo grupo. El vector (p o rtador) que tran sp o rta a estos parásitos a un an fitrió n ' hum ano es la hembra d el m o squito A nofeles. Los protozoos que producen enferm edades transmitidas p o r el agua, incluyen: • Giardia lam blia, q u e se enquista en castores, ovejas, perros y gatos. P ro d u ce la diarrea de prim avera, y se en cu en tra especialm ente en el agua fría de m ontaña. • C ryptosporodum , enquistada en m u ch as especies de anim ales salvajes y dom ésticos. Produce enferm edades gastrointestinales agudas, incluyendo diarrea, náuseas y calam bres de estóm ago. • N aegleria fo w le ri, q u e se encuentra en aguas cálidas, piscin as y lagos. P ro duce m eningoencefalitis am ebiana p rim aria (M AP). C om o los protozoos actúan como p red ad o res de bacterias, se les encuentra en m uchas instalaciones depuradoras de aguas residuales tales com o los procesos de fangos activados, filtros percoladores, etc. Se cree que la co n sid erab le separación de bacterias (> 90 por 100 para Escherichia coli) en estos procesos de tratam iento esté producida principalm ente por las actividades de los pro to zo o s, com o se m uestra en la T abla 3.21. E n una típica planta de fangos activados, el líquido m ezcla conten d rá aproxi m adam ente 5 x 10* protozoos por mi. C o n sisten m ay oritariam ente en ciliados,
1 N. del. T. Al anfitrión también se denomina hospedador según los autores.
154
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
E c to p la s m a
V acuola fa g o c ític a
V a c u o la c o n trá c til
Figura 3.15. Estructura de la protista am eba (adaptado de La n sing M. Prescott e t al., Mlcrobiology, 2.a ed. Copyright © 1993. W m . C. Brow n C o m m u ni cations, Inc., Dubuque, lowa. T odos los derechos reservados. Reproducido con autorización). pero bajo ciertas condiciones tam bién se pueden d esarro llar núm eros significati vos de am ebas y flagelados. L os ciliados dom inantes in clu y en Opercidarici, Vorticella, A spidisca, C arch esiw n y C hilodonella. L a m ayoría d e ellos están adheri dos o nadan sobre la su p erficie de flóculos y se alim entan de bacterias. Al alim entarse de células q u e n adan librem ente, los p ro to zo o s red u cen eficiente m ente la turbidez y la D B O soluble. E x tre m o a n te r io r
C a v id a d b u c a l c o n fila s d e c ilio s u tiliz a d o s e n ia a lim e n ta c ió n
C ito p e n e tra c ió n
V a c u o la c o n trá c til p o s te r io r
E x tre m o p o s te r io r
Figura 3.16. Estructura de la protista P aram edo (adaptado de Lansing M. Prescott era/., Microbiology, 2.a ed. Copyright © 1993. W m . C. B row n C o m munications, Inc., Dubuque, lowa. T od os los derechos reservados. Reprodu cido con autorización).
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
155
T abla 3.21. Efecto de los protozoos ciliados en los parám etros de calidad del efluente en ensayos de lodos activados en laboratorio ■>■
P arám etro del efluente -•—.
DBO total (mg/l)
:V Ausencia de ciliados
Presencia de ciliados
53-70 30-55
7-24
DBO soluble (mg/1) Sólidos en suspensión (mg/l)
86-118
26-34
Recuento viable (106 m P 1)
160
1-9
3-9
Adaptado de Curds, 1982.
V iru s. Los virus son un grupo único de agentes infecciosos. Son diferentes de las protistas en cuanto que no poseen estructura celular. L a form a m ás sencilla posible de virus es sim plem ente u n a m o lécu la de A RN . C om o no se pueden reproducir por sí m ism os, m uchos biólogos no consideran a los virus com o p a rá sitos obligados. El A RN (o ADN) del virus inyectado en la célula anfitrión «re program a» el m ecanism o de reproducción de la célula p ara producir exclusiva m ente materia] vírico. D eb id o a esta interferencia con el funcionam iento normal de la célula, los virus son responsables de enferm edades en bacterias, plantas, anim ales y hum anos. L os virus son extrem adam ente pequeños, entre 5 y 10 nm de diám etro y hasta 800 nm de largo en algunos de los largos y estrechos. Debido a su pequeñez, no fue posib le detectarlos antes de la era del m icroscopio electró nico en 1931. Su m orfología es sencilla en com paración con las algas, los hongos o los protozoos. L a Figura 3.17 m uestra el tam año y m orfología de algunos virus seleccionados. En general, los virus se com ponen de un nucleoide de ácido nu cleico (ya sea A RN o A D N , en una o dos hileras). E ste está rodeado por una cubierta de proteína llam ada una «capsida». L a unidad de capsida está com puesta de unidades más pequeñas llam adas «capsóm eros». Un virus com pleto se llam a un virión. Los virus pueden existir en dos fases: ex tracclular e intracelular. Los viriones, en la fase extracelular, pasan pocos o ningún en zim a y no pueden repro ducirse independientem ente. En la fase intracelular, los virus existen fundam en talm ente com o ácidos nucleicos replicantes e inducen el m etabolism o del anfi trión para sintetizar los com ponentes del virión. F inalm ente, se liberan las partículas com pletas de virus o viriones (P rescott et al., 1993). Los virus se pueden d istinguir sobre 1a b ase de la disposición eslructura! de la capsida. H ay cuatro tipos m orfológicos generales de capsidas y estructuras de virión: 1. . 2. 3.
Icosaedra es un poliedro regular de 2 0 caras triangulares equiláteras y 12 vértices como aparece en la Figura 3.17(h), (j), (k), (1) y F ig u ra 3.18(a). «H elicoidal» tiene la form a de cilindros huecos de proteínas, rígidos o flexibles, como se representa en la F ig u ra 3.17(m ) y Figura 3.18(b). «Envoltorio» es u n a capa de m em b ran a externa ap roxim adam ente esféri ca que rodea a la nucleocapsida. E sta últim a es icosaedra o helicoidal. Los «envoltorios» aparecen en la F ig u ra 3.17(b), (c), (i).
156
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
(b) P a ra m ix o v iru s (Parotiditis)
(a) Virus d é vacunas
(tí) Virus d e Qrf
(h) A d e n o v iru s
© (el R a b d o v iru s (f) C o lifa g o T -p a r
(g) F a g o d e c o la fle x ib le
(i) V iru s d a !a g rip e
(m) T u b u lo v iru s (j) Poliovirus
(k) Picom avirus
(I) Fago X174
F igura 3.17. T am añ o y m orfología de virus seleccionados (adaptado de Lan sin g M. Prescott e ta l., M ic ro b io lo g y, 2.a ed. Copyright © 1993. Wm. C. Brown Com m unications, Inc., Dubuque, lowa. T o d o s los derechos reservados. Re producido con autorización).
4.
«C om plejo» es sim étrica cap sid al que n o es ni ic o saed ra n i helicoidal. Pueden tener colas u otras estructuras com o aparece en la F ig u ra 3.17(a), (d), (f), (g), (e) y F ig u ra 3 .1 8(c) (P resco tt et a l, 1993).
E l ciclo de v id a d e los virus consiste en tres etapas: • E ntrada a la célu la ° R eproducción ° L iberación E l ciclo vital tiene dos variantes im portantes: ° E l ciclo «lítico», que siguen los tipos v irulentos que con frecu en cia m atan a la célula anfitrión » «L isogenia», q u e es el estad o al que en tran los tipos avirulentos L a clasificación d e los virus está en b uena p arte basada en las características estructurales y quím icas. L as p ro p ied ad es im plicadas son el tipo de ácido nuclei co, la geom etría y tam a ñ o d e la capsida, la p resen cia o no de un envoltorio. M u ch o s otros virus, p o r el contrario, se clasifican sim plem ente sobre la base de
IN T RO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
157
Á cido n u c ie ic o C á p sid a (a) Ic o s a e d ro C áp sid a
ie t o
m rrrn
Á cido n u c le ic o
(b) H elicoidal
Figura 3.18. Principales disposiciones estructurales en los virus (adaptado de Sterrit y Lester, 1988. Reproducido con autorización de E & FN Sp o n Ltd).
sus efectos observados en el anfitrión. Los virus p roducen infecciones en los hum anos, com o la poliom ielitis, m eningitis aséptica, gastroenteritis, v aricela, ébola, V IH, etc. P o r tanto es de gran im portancia su elim in ació n del agua p o tab le, aguas residuales y d e baño. L a separación de virus en los filtro s de arena es m u y variable y depende del diseño y operación del filtro. L a coagulación antes d e la filtración parece d a r m ejor resultado. E n los procesos de desinfección, los virus generalm ente n ecesitan m ayores dosis de desinfectante y tiem pos de d e sin fe c ción m ás largos p a ra una inactivación com pleta que los necesario s para b ac te ria s patógenas. Los v iru s son suficientem ente pequeños para p a sa r a través de la m a yoría de los filtros d e arena y se h a sabido que resisten la cloración. M uchos v iru s sobreviven fuera d el anfitrión durante periodos de tiem po variables. A este ú lti mo aspecto se le h a prestado atención recientem ente (Farzadegan, 1991) con respecto al V IH. L a elim inación de virus respecto a los efluentes de aguas re s i duales se lleva a cabo en E E U U utilizando cloro y, m ás recientem ente, luz u ltra violeta, m ientras q u e la desinfección de aguas residuales n o es una práctica c o m ún en E uropa O ccidental (excepto en Francia). L a T ab la 3 .2 2 es una relació n de las enferm edades hum anas com unes producidas por virus (Stanier et al., 19S6).
158
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 3.22.
....
Enferm edades hum anas com unes causadas por virus E nferm edad
G rupo y tipo de virus Herpesvirus Citomeglovirus Epstein-Barr Herpes simple,\ Varicela
Infecciones respiratorias Mononucieosos Infecciones orales y genitales Varicela
Hepatitis B
Hepatitis de suero
Gripe
Gripe y neumonía vírica
Palio
Poliomielitis
Virus de sífiliü Orí Viruela
Dermatitis pustular contagiosa Viruela
Picornavirus Coxsackie Hepatitis A Poliomielitis Rliino
Angina de herpes Hepatitis infecciosa Poliomielitis La mayoría de resfriados
Píiragrípales
Escarlatina, rubéola
Rabdo
Rabia
Reo
Diarreas
Retro vi rus Leucemia humana T-celulnr Inmunodeficiencia humana
Leucemia T-cclular Síndrome de inmunodeficiencia adquirida (SIDA)
Adaptado de Sianier el at., Microbiol wcrld, 5.a ed. © i 986, p. 650, Reproducido con autorización de Premice-Hall, IncMEngiewood Cliffs, N, J.
3.5.3. Bacterias Las bacterias son los organism os dom inantes en el tratam iento b io ló g ico de aguas residuales, y en m uch o s sistem as ecológicos, incluyendo las aguas co m en tes y estancadas, en suelos y tam bién en la atm ósfera. En algunos casos se explotan las bacterias y sus capacidades, p or ejem plo en la depuración de aguas residuales, o en la reducción biológica de la contam inación de aguas subterráneas. Las bacte rias se clasifican de diferen tes form as pero en el tratam iento de aguas residuales se les suele describir co m o aerobias (requieren oxígeno) o anaerobias (no requie ren oxígeno). A lred ed o r de un 80 p o r 100 d e la célula bacte rian a co n siste en agua y así el crecim iento de la bacteria está estrecham ente ligado al su m inistro de agua disponible. El agua tam b ién actúa com o fuente de alim ento, p ro porcionando las sustancias necesarias en estado disuelto, y p o r tanto capaces de p en e trar la m em brana celular. M ás aún, las condiciones físicas com o la tem p eratu ra, pH , concen traciones de sal, p resió n , el entorno gaseoso, etc., son todos ellos factores que determ inan el crecim iento.
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
159
Las bacterias (procariotas) se d istinguen de las eu cario tas por d iv ersas caracte rísticas. L os eucariotas tienen un núcleo verdadero que está rod ead o p or una m em brana, m ientras que el núcleo d e l procariota está dispuesto en un bucle y se m ueven librem ente por el citoplasm a, com o aparece en la Figura 3.19. L as bacte rias existen en tres formas principales: esféricas (cocos), tipo barra o cilindricas, y espirales. U na característica ú n ic a y esencial de las bacterias es q u e son o rg a nismos unicelulares con tam años q u e oscilan de 0,5 a 5 ¡.im de largo y de 0,3 a 1,5 /im de ancho. S e disponen individualm ente, en p arejas, en racim o s o en cad e nas, com o aparece en la Figura 3.20. Para describir apropiadam ente u n a bacteria, se pued en hacer varias esp ecifi caciones, incluyendo: B C aracterísticas m orfológicas — Form a general: * C ocos, barra, espirilo — D isposición de células: * C adenas, por ejem plo, estreptococos, filam entosos * R acim os, por ejem plo, m icrococos * Pares o paquetes — C aracterísticas de locom oción: * E x isten cia o ausencia de flagelos — F orm ació n de esporas — C ápsulas y envueltas de lodo — C oloración gram positiva o negativa 9
C aracterísticas fisiológicas — C om patibilidad con oxígeno: * A erobias, es decir, crecen en presencia d e oxígeno Cuerpos de M e so so m a
N u c le o id e R ib o so m a
in c lu s ió n
C áp su la
Figura 3.19. Esquem a de la m orfología de la célula bacteriana (adaptado de Lansing M. Prescott et al., Microbiology, 2.a ed. Copyright © 1993. Wm. C. Brown Comm unications, Inc., Dubuque, lowa. T o d o s los derechos reserva dos. Reproducido con autorización).
160
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
la) F o r m a e s fe ro id a l
M ic ro c o c o s 0,5 a 1,5 fiiT\
M ic ro c o c o s d e c é lu la s in d iv id u a le s 0 ,5 a 1,5
^ V ib rio 0 ,4 a 2,0 jim p o r 1 5 10
E s tr e p to c o c o s
E s p irilo 0,5 a 2,0 ¡¡m p o r 30 a 50 /im
(d) F ila m e n to s o c a d e n a s
Figura 3.20.
Ejem plos de m orfología celular bacteriana (adaptado de Tchoba n oglo us y Schroeder, 1987).
* A naerobias, es d ec ir crecen en ausencia de oxígeno * F acultativ as aero b ias/an aero b ias, es decir en las dos condiciones O bligadas aerobias/anaerobias, es decir crecen en alguna de las dos condiciones — G an an cia de energía de: ¡i* R espiración -i- F erm en tació n * F otosíntesis — Pigm entación de células — P ato g en icid ad Para m ás detalles sobre este punto, el estudiante p u e d e consultar P resco tt et al. (1993). Las bacterias que se en cuentran m ás com únm ente son d el tipo cocos o bacilos (barra). L os cocos son de fo rm a ap roxim adam ente esférica. P ueden ex istir com o células individuales. L os d ip lo co co s surgen cuando se dividen los cocos y se m antienen ju n to s en parejas. L as cadenas largas de cocos se form an cuan d o las células se adhieren desp u és de rep etid as divisiones. É ste es el patrón en los géne ros E streptococos, E nterococos, y L actococos. Los E sta filo co co s se d ividen en planos aleatorios p ara p ro d u cir agregados irregulares. Las bacterias de b a rra (bacilos) difieren en su re la ció n longitud a anchura. D espués de la división, el B a cillu s m eg a teriw n es una b ac te ria de cadena larg a en
IN T R O D U C C IÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
161
form a de barra. U nas pocas bacterias de fo rm a de barra, los V ibrios, se curvan para fo rm a r unas comas o espirales incom pletas muy características. l as b acte rias m as pequeñas (del g én e ro M ycoplasm a) son de 0,1 a 0,2 ¡im de diám etro, m ientras que los de tam año m edio son de alrededor de 1,1 a 1,5 ;xm de diám etro (E scherichia coli) y los m ás largos de hasta 500 /¿ni. L a célu la b a c te ria n a . L os elem entos básicos de la célula bacteriana ap are cen en la Figura 3.19 e incluyen: 1.
2.
3. 4.
5.
6
.
7.
8
.
L a «pared celular» de la bacteria contiene estructuras y sustancias (por ejem plo, m ureína) n o encontrada en anim ales o plantas. E s el talón de A quiles de las b acte ria s y las m edicinas m odernas (por ejem plo, p en icili na) atacan e in terfieren la síntesis de la pared celular, sin dañar al an fi trión (por ejem plo, hum anos). L a reacción de la p ared celular a una técn i ca de tinción, la «tinción G ram », distingue dos im portantes tipos de bacterias. Las b acte rias G ram -positivas reaccionan positivam ente a la tinción y se vuelv en azules m ientras que las negativas se tiñen de rosa. L as paredes celulares de las bacterias G ram -positivas contienen hasta un 95 por 100 de peptidoglican en una sola capa. La pared celular G ram positiva tam bién contiene p olisacáridos, ácidos teicoico y tecurónico. L as G ram -negativas contienen típicam ente -5 0 p or 100 de proteínas, -2 5 p o r 100 de lipopolisacáridos y -2 5 p o r 100 de fosfolípidos. L as G ram positivas contienen dos paredes celulares m ientras que las G ram -positi vas contienen tres paredes celulares distintas. L a «mem brana celular-» o «m em brana citoplasm ática» sirve com o b arre ra osm ótica que co n tro la y regula la transferencia de m ateria. C ontienen alrededor de 1 0 p o r 1 0 0 del peso total seco de la célula y se com pone de - 6 0 por 100 de p ro teín a y -2 5 por 100 de lípidos. E l «citoplasm a» es el contenido líq u id o dentro de la célula donde se al m acenan las reserv as alim enticias granulares de glicógeno, azufre, etc. El «núcleo» co n tien e la inform ación genética en un filam ento de ADN dispuesto en un b u c le de apariencia fibrilar. El A D N de doble hilo que form a el crom osom a es de unos 0,3 nm de longitud. L os «ribosom as» son productores de proteínas y contienen -SO p or 100 del A RN bacteriano. El ARN contiene el código genético para la síntesis de proteínas, la m ay o ría enzim as que sirven com o catalizadores específi cos en reacciones bioquím icas. L a «cápsula» es la envuelta de lim o que rodea la célula bacteriana. A um enta la resisten cia de la célula contra los fagocitos y produce una m ayor virulencia si la bacteria es patógena. El «hongo del agua residual», Spaerotilus n a ta n s, tiene este envoltorio de limo. L os «flagelos», y a sean individualm ente o en m echones son los m edios de m ovilidad de las bacterias. L a form a y disposición de los flagelos se usan para la diferenciación de bacterias. L a velocidad del Vibrio cholera es - 1 2 mm/rnin. L as «esporas» se form an por algunos grupos de bacterias, por ejem plo, lo s géneros B a cilo s y Clostridium . D ebido a la p ared celular im perm ea
162
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
b le y a la deshid ratad o )! del contenido celular, las esporas sirven com o técn ica de superv iv en cia resistiendo incluso co n d icio n es adversas, com o calor, sequedad, radiación o productos quím icos. M ientras que todas las bacterias vivas se pueden destruir fácilm ente calentándolas a 80 °C du ran te unos pocos m inutos, las esporas pueden so b rev iv ir durante horas a esta tem peratura. E sto puede representar un p ro b lem a al utilizar- residuos para producción de com post. En este estado de existencia durm iente, las bacterias resisten condiciones inadecuadas d u ran te largos períodos. En los procedim ientos de desinfección de aguas, las esporas tam bién pueden cau sar problem as ya que necesitan m ayores co n centraciones del desin fectan te, generalm en te cloro. C o m p o sició n y c a ra c te riz a c ió n d e célu las b a c te ria n a s . La com posición elem ental típica de las célu las b acterianas, en base seca es: 50 por 100 de carbo no, 20 p or 100 de oxígeno, 15 p or 100 de nitrógeno, 8 p o r 100 de hidrógeno, 3 por 1 0 0 de fósforo y m enos de un 1 p or 1 0 0 de cada uno d e azufre, potasio, calcio, hierro y m agnesio. A proxim adam ente un 80 p o r 100 de la célula bacteriana esta com puesto de agua y es a través del agua com o la célu la recibe su alim ento en form a disuelta. Las células b acterianas se representan quím icam ente p o r fórm u las em píricas com o: C sH 7 N 0 2 (la m ás com ún) y
C „ H I 0 0 N n O 13P
S in
e m b a r g o , la s f ó r m u la s
m e d io
y
p o r ta n to d e b e n
a n te r io r e s n o
son
u n iv e r s a le s
y
s o n d e p e n d ie n te s
del
s e r u tiliz a d a s c o n p r e c a u c ió n . P o r e je m p lo , la d e m a n d a
(D T O ) d e 1 g r a m o d e C 5 H 7 N O , e s 1,42 g , m i e n t r a s q u e l a d e 1,71 g . Las b acte rias catego rizad as de acuerdo con su nutrició n se agrupan en la T a bla 3.23 en grandes grupos m etabólicos. te ó r ic a d e o x íg e n o
C 4í H
io o n
i i
0 13P
es d e
E jem p lo s 1.
L as p lan tas verdes y las C yanobacteria son fotolitotrofcis, es decir que usan la luz solar y el carbono inorgánico com o d o n an te de electrones para p ro d u c ir su alim ento orgánico.
T a b la 3.23.
G ra n d e s g ru p o s m e ta b ó lic o s d e b a c te ria s
Fuente de carbono
Inorgánico (CO-,) Orgánico
Autoirofos Helcrotrofos
Fuente de energía
Luz solar Reacción de oxidación
Fototrofos Quemoirofos
Donador de electrones
Inorgánico Orgánico
Litotrofos Organotrofos
* IN T R O D U C C IÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
165
* La integración da ln (N /N 0) = kt donde
(3.73)
N 0 = co n centración de la población inicial
Si G es el perío d o de gen eració n (doblado), entonces N = 2N 0. L a E cuación (3.73) se p u e d e reescribir a h o ra com o kG = ln 2 ln 2 k=— O-
(3.74)
Al sustituir este valor de k en la E cuación (3.73), la población bacterian a N 0 como función del tiempo f se expresa com o N = N 02 ' ig
(3.75)
Tom ando logaritm o s en esta ecuación lo g N = log N 0 + {t¡G) log 2
(3-76)
La representación gráfica de N frente a t en papel semilogarítm.ico d a lu g ar a una línea recta c o n una pendiente de 0,3IG (log 2 = 0,3) y una y ordenada en el origen de N 0. E je m p lo 3.23. Si un recu en to celular bacteriano aum enta de 10 3 a 10 9 en 10 horas, d eterm in ar el periodo de generación (doblado), G. Solución: D e la E cuación (3.76)
lo g N = log N 0 + ^ lo g 2 O Luego N = 109;
N 0 = 103;
~ lo g 2 = log N - log N 0
^ lo g Cr
10 —
G
X
2
= log ( 1 0 9) - log ( 1 0 3)
0,301 = 9 - 3
G = 0,5 h
/ = 10 horas;
G = ?
166
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
E n realidad, la curva de crecim iento de las bacterias d escritas p o r estas ecua ciones representa sólo una fase entre m uchas. Las b acterias crecen en presencia de un nutriente basta que alguno de los factores llega a un m ínim o. Si no hay adición continua de n utrientes ni elim inación de los productos m etabólicos, el crecim iento en esas condiciones se llam a cultivo p o r lotes o discontinuo o estáti co, y es com parable al de los organism os m ulticelulares con un crecim iento gené tico lim itado. La Figura 3.21 representa las diversas fases del crecim iento. D urante el perio do inicial, llam ado la. fa s e d e retraso, las células se adaptan a su nuevo m edio, a m enudo relacionado con la síntesis de nuevos enzim as. E sto viene seguido de la fa s e exponencial o logarítm ica y se caracteriza p or u n a tasa de división m áxim a constante, que es un a característica b acterian a para un conjunto de condiciones dadas. D urante la fase lo g arítm ica la población b acterian a es la m ás u niform e en térm inos de co m posició n q u ím ica, tasa m etab ó lica y o tras características fisioló gica.'. E sta fase viene seguida de fa fa s e estacionaria. L a lim itación de alim ento, la densidad de població n , y la acum ulación de su b productos tóxicos del m etab o lism o celular conducen a una tasa de crecim iento d ecreciente, in troduciendo así la fase estacionaria. L a tasa de m uerte o de d eclive o endógena se alcanza cuando la tasa de m ortan d ad co m ien za a superar a la tasa de crecim iento. L a Figura 3.21 es un esquem a de la histo ria de crecim iento/m uerte y tem poral de un cultivo por lotes de u n a célula individual. En situaciones reales, com o la depuración b io ló g ica de agua residual, el m edio está com puesto de m uchas bacte rias y la historia tem poral del m ultiorganism o (cultivo m ixto) no necesariam ente viene representada por la F ig u ra 3.21. Puede su ced er que m ientras u n a especie de bacteria esté en la fase de crecim iento logarítm ico, una m asa bacteriana vecina puede estar en fase endógena. L a m ayoría de los procesos bacterianos que se encuentran en aplicaciones de ingeniería son aerobios, anóxicos o anaerobios. U n proceso aerobio es un proceso de respiración en el que el oxíg en o m olecular lib re ( 0 2) sirve com o el aceptor term inal de electrones. U n pro ceso de respiración an ó x ica es aquel en el que los com puestos orgánicos sirven com o aceptor term inal de electrones. Un proceso
3
10
12
14
1S
18
20
22
24
T ie m p o (h o ra s )
Figura 3.21.
Esquem a del crecimiento de un cultivo bacteriano por lotes.
lu 7
IN T RO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
anaerobio es el q u e no requiere oxígeno m olecular libre. E l m odelo general dt! proceso aerobio viene representado por: aerobios
m ateria + 0 orgánica
2
--------- > nueva + C 0 2 + H , 0 + N H 4 + N 0 3 + N 0 2 biom asa
(3.77)
E l m odelo correspondiente al proceso anaerobio viene rep resen tad o por: a n a e ro b io s
m ateria + H 20 + n u tr ie n te s orgánica
> nueva + bio m asa
+ C H 4 + C 0 2 + N I i 3 + H 2S + calo r
(3.73)
E n los C apítulos 12 y 13 se dan m ás detalles de estos procesos. A spectos d e la s b a c te ria s de esp ecial in te ré s en in g e n ie ría a m b ie n ta l. En las T ablas 3.26 y 3.27 se ve que las bacterias tienen un papel prim ordial en todas las áreas relacio n ad as con el am biente, p o r ejem plo, suelos, agua, atm ósfera, etc. M uch as enferm edades de transm isión p o r el agua son pro d u cid as p o r b acterias p a tógenas y u n a de las principales tareas del tratam iento de agua (Cap. 11) es re d u cir su núm ero y hacerlas inofensivas. L as bacterias c o m o E. C oli,que viven norm alm ente en los intestinos de los anim ales de sangre caliente y se excretan con las heces, se utilizan com o bacteria indicadora. Si están presentes en una Bacterias patógenas de importancia en el agua potable
T abla 3.26. "
G én ero
-.
.
E s p e c ie " '
- A n f i t r i ó n ..
E n fe rm e d a d -
Ruta
S olm oneila
5. ryphy S. enieriiidex S. ryphim uriw n
Intestino hum ano y anim al; agua o com idas con tam in ad as
F ieb re tifoidea
A gua y alim entos procesados con agua contam inada.
Shig ella
S. s o n n i S. fie.x)ierí S. bodyii S. d ysen íerica e
Hom bre
Shingciosis
C o m o arrib a, m ás p erso n a a persona.
M inbacteria
M . Tuberculosis M . b a in ti M . b o v /i
Hom bre
T uberculosis
P o r el aire o por agua contam inada.
Vibrio
V. cholera
Hom bre
C ólera
A gua contam in ad a, o p erso n a a persona.
L eptospira
L pnm o n n L autum naiis L. a u s tw iis
H um anos infectados
L eptospirosis
T ra sm itid o al (orrem e s an g u ín eo por an im ales portadores; agua contam inada.
E n tero patógenos £ . coli
V ariedad
A nim ales de sangre caliente
Infecciones urinarias
A gua o alim entos co n tam in ad o s por ag u as residuales.
A daptado de M o n tg o m c ry , 1985.
G anado
16 8
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 3.27.
Bacterias patógenas de especial interés en ingeniería ambiental
G rupo de bacterias __
: G énero
Y ; / '- ' :
Significación am biental
. .V■
Patógenas
Salmoneila Shigeiia. Micobacierias
Causan fiebre tifoidea. Causan disenteria. Causan tuberculosis.
Indicadoras
Escherichia Entcrobacterias Estreptococos Clostridium
Contaminación Contaminación Contaminación Contaminación
Degradantes
Pseudoninnus Flavobacterias Zoogleas
Degradan materia orgánica. Degradan proteínas. Forman ñóculos en plantas de lodos activa dos. Producen ácidos grasos de los productos or gánicos en la digestión anaerobia. Producen ácidos grasos de los productos or gánicos en la digestión anaerobia. Producen gas metano en la digestión anae robia de los ácidos grasos. Producen gas metano en la digestión anae robia de los ácidos grasos. Producen gas metano en la digestión anae robia de los ácidos grasos.
Clostridium Micrococos Metanobaclerias Metanococos Metanosarcina NUiificanies
Nitrobacter Nitrosomonas
Desnitrificantes
Bacilos Pseudomona.'i
Fijadoras de nitrógeno
Azotobacteria Beijerinckia
fecal. fecal. fecai. fecal.
Oxidan los compuestos nitrogenados inor gánicas. Oxidan los compuestos nitrogenados inor gánicos. Reducen nitrato y nitrito a nitrógeno gas o a óxido de nitrógeno. Reducen nitrato y nitrito a nitrógeno gas o a óxido de nitrógeno. Capaces de fijar nitrógeno atmosférico a n h 3. Capaces de fijar nitrógeno atmosférico a n h 3.
Sulfurosas
Tiobacüos Desulfuvibrio
Oxidan azufre y hierro. Corrosión de tuberías de hierro.
Fotosintéticas
Ciorobium Cromaiium
Reducen sulfuros a azufre elemental. Reducen sulfuros a azufre elemental.
Fosforosas
Acineiobacler
Responsables de la eliminación del fósforo en agua residual.
De hierro Filamentosas oxidantes de hierro
Sphaerotilius
Responsables del fango voluminoso en lo dos activados. Oxidan el hierro ferroso.
Leptorhrix
Adaptado de G. \Y. Heinke, «Microbiology and epidemiology», en Environmental Science and Engineering, J. G. Henry y G. W. Heinke (eds), @ 1989, p. 264. Reproducido con autorización de Prentice-Hall, Inc., Englewood Ciifis, N. J.
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC RO B IO LO G ÍA
169
m uestra de agua, indican que h a h a b id o contam inación del agua y en consecuen cia que existe p resen cia potencial de patógenos. P o r otro lado, m uchos p rocesos am bientales no funcionarían sin las actividades b acterianas beneficiosas com o la nitrificación y la fijación de nitró g en o (véase T abla 3.27). En los C apítulos 2, 5 y 1 0 se discute la significación de las bacterias en la eco lo g ía y en el m edio agríco la, respectivam ente. Los procesos d e tratam iento de ag u a potable son básicam ente físicos y qu ím i cos (véase Cap. 11) (a menos, p o r supuesto, que considerem os que alguno de los m ecanism os de filtración en arena son biológicos). C om o tales, los procesos b io lógicos unitarios n o son dom inantes. Así que la p resen cia de bacterias u otros m icroorganism os se ve com o no deseable. Por tanto la tarea es elim inar las b acte rias dañinas y esto se suele lograr tradicionalm ente m ediante desinfección por cloro. Sin em bargo, la identificación de las bacterias dañinas es co sto sa y co m pleja. L as bacterias indicadoras co m o E. Coli, si se encuentran en el agua potable, son indicativas de contam inación fecal. Otros organism os indicadores son los coHformes fecales, coliform es totales, estreptococos fecales y C lostridium perfrin g en s. El en say o más com ún p a ra agua potable es el de «coliform es totales», que se definen co rn o «todas las b acte rias aerobias y anaerobias facultativas, gram negativas, que n o forman esporas, en forma de bastón que ferm entan la lactosa con form ación d e gas en 48 horas a 35 CC», (S ta n d a rd M eth o d s, de G reenberg el a i, 1992). El g ru p o de los co lifo rm es totales se co m p o n e de E scherichia coli, E nrerobacteraerogen.es, C itrobacter frue'ndii u otros. L a diferenciación entre coliform es totales y fecales es su capacidad o incapacidad de crecer a 45 °C. Ei coliform e intestin al dominante en clim as m oderados es E. Coli, pero no así en clim as tropicales. En estos últim os, se usa el ensayo de coliform es totales. Si se sospecha contam inación anim al, u n a medida de su significación está en la re la ción de los coliform es fecales a los estreptococos fecales. Si esta relación excede de 4,0, se co n sid era que la contam inación es h um ana. Si es < 0 ,7 , se considera que es de resid u o s animales, ya q u e los estreptococos fecales son m ás com unes en los anim ales (H enry y H einke, 19S9). Para los recuentos bacterianos en aguas potables, se utiliza el m étodo del n ú mero m ás probable (NMP) o el m éto d o de filtro de m em brana (FM). E stos métodos vienen detallados en los Standard M ethods (1992). En la Tabla 3.28 aparecen algunos estándares de im portancia establecidos p o r la U nión E uropea. T abla 3 .2 8 .
Están d are s de coliform es para el agua potable Parám etro
Coliformes totales Coliformes fecales Estreptococos fecales Clostridia sulfo-reductores
N M P p a ra la Unión E uropea <1/100 m! <1/100 mi 1/100 mi < 1/20 mi
Sin resultados positivos de coliformes en más del 5 por 100 de las muestras de cada mes.
170
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
3.6. REACCIONES QUÍMICAS Y BIOQUÍMICAS M uchos procesos de in g en iería am biental tienen lu g ar en reactores o en sistem as naturales que pueden ser llam ados pseudorreactores. P o r ejem plo, un volum en de agua residual en una cu b a de lodos activados sufre cam b io s en el contenido a lo largo de! tiem po. Inicialm ente, el conten id o puede se r un residuo de alta D QO , pero con el tiem po la presencia de una población a d e cu ad a de m icroorganism os en la cuba degradará el residuo orgánico, produciendo en últim o térm ino un efluente de baja D Q O . E n este ejem plo, la cuba es el reactor y el proceso de cam bio se llam a cin ética de reacción o, m ás concretam ente, cinética de reacción biológica o bioquím ica. E n el diseño del «proceso» es im portante saber cuáles son las velocidades a las que los d iversos com ponentes (p o r ejem plo, la m ateria orgánica) se separan del agua residual y la velocidad a la que se p roducen los iodos de biom asa en el reactor de cuba. El conocim iento de las velocidades de reacción determ ina el tam año de los reactores n ecesarios para un determ inado grado de tratam iento. U n proceso p u ed e ser biológico, bioquím ico o quím ico. E ntre los ejem plos de tales procesos am bientales se incluyen: C recim iento/decaíd a biológicos de b iom asa/m ateria orgánica en lodos acti vados, en d ig estió n anaerobia, en lagunas de agua residual, en n itro s perco ladores, y en contactores bio ló g ico s rotativos, etc. 0 Procesos quím icos de desinfección de agua p o table p o r cloración o dióxido de cloro 9 T ransferencia gas-agua, por ejem plo, separación de H 2S del agua subtem inea ® D ifusión de eflu en tes en ríos y estuarios ® R eacciones quím icas de contam inantes en el m ed io atm osférico 8 P roducción bioq u ím ica de m etano en un vertedero 8
M uchas reacciones sólo llegan a com pletarse despu és de largos periodos de tiem po. C om o tales, algunas reacciones se introducen llegando a alcanzar, diga mos, un 80 por 1 0 0 de extensión y esto afecta los balan ces de m ateria del proceso (véase Sec. 3.7). A m en u d o se requiere conocim iento de la extensión de la reac ción para dim ensional' y evaluar el costo del reactor. E l proceso de tratam iento biológico de agua resid u al m ás im p o rtan te es el de lodos activados y es una reacción extrem adam en te lenta, que p recisa de grandes volúm enes de reactor y largos tiem pos de detención antes de q u e llegue a co m pletarse. P o r otro lado, m uchos procesos quím ico s industriales son rápidos, y p recisan de pequeños reac tores. L a digestión an aero b ia de resid u o s orgánicos p uede llevar típicam ente 2 0 días de «tiem po de retención».
3.6.1.
Cinética
Para el ejem plo de uso del proceso de lodos activados (descrito en el Cap. 12) en depuración de aguas residuales, se n ecesitan expresiones d e v elocidad para des cribir la separación de m ateria orgánica, el crecim iento de la població n m icrobia
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q UÍM ICA Y M IC R O B IO LO G IA
171
na y la u tilizació n de oxígeno. C uando se describen ias reacciones sobre u n a base cinética, se producen d iferentes órdenes de reacción p ara una variedad de o rg a nismos, sustratos y condiciones am bientales (v éaseF ig . 3.22). En general, la rela ción entre la velocidad de reacción, la concentración de los reactivos y el orden de reacción, n, ( 0 , 1 , 2 ) viene dada por
donde
r = C"
(3.79)
log r = n log C
(3.30)
r ~ velocidad de reacción n = orden de la reacción C = concentración de elem ento
E l orden cero se define cuando la velocidad de reacción es in d ep en d ien te de la concentración. E l prim er orden se define cuando la velocidad es d irectam en te proporcional a la concentración. El segundo orden se d efine cuando la velo cid ad es proporcional al cuadrado d e ¡a concentración. R eaccio n e s d e o rd e n c e ro . C onsidérese la siguiente reacción de o rd en cero (Fig. 3.23), donde un solo reactivo A se convierte a un solo producto P:
La velocidad de conversión del reactivo A , de acuerdo con la cinética d e orden cero, es
donde el signo m enos indica que A se está reduciendo co n el tiem po. S i C rep re senta la concentración de A en cualquier m om ento t, y k 0 es la co n stan te de velocidad de reacción entonces dC (3.82)
di
S e g u n d o o rd en
'o g r (ta sa ) O rd e n c e ro
log C { c o n c e n tra c ió n d e s u s tra to )
Figura 3.22.
Órdenes de reacción.
172
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Figura 3.23.
Reacción de orden cero.
Integrando C = - k 0t + constante Si
C = C a en el tiem po t = 0, entonces C - Cn
(3.83)
V
U na m edida útil del rendim iento es co n o cer el tiem po preciso pas'a que la rea c ción proceda hasta el 5 0 p o r 100 de extensión o la m itad de su concentración inicial, es decir, Cn
(3.84)
Co
~^0 f)/2 Cn
hr~
2 kn
(3.85)
Esto a veces se suele d en o m in ar com o la constante de saturación (m itad). R ea c c ió n d e p r i m e r o rd e n . P ara la conversión de u n solo reactivo A a un solo producto P , el com portam iento de la reacción de p rim e r orden (Fig. 3.24) es A
Figura 3.24.
P
Reacción de primer orden.
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
173
L ueso dC " d t"
k xC
(3.S6)
donde k í es la constante d e velocidad de reacción de p rim er orden y C ía concen tración en cualquier m om ento t. Integrando:
(3.87)
C 0\ C /
loa
2.3
(3.88)
La co n stan te de saturación-m itad es
ln
Cn
C 0/2
- k xt 1¡2
(3.89)
por tanto ln(2) _ 0,69 (3.90)
R e a c c ió n de se g u n d o o rd e n . L a velocidad de reducción de un reactivo ,4 para un a reacción de segundo orden (Fig. 3.25) se describe por dC "d t
Figura 3.25.
= Á-,C2
Reacción de se gu n d o orden.
(3.91)
174
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
donde k 2 es la constante de velo cid ad de reacción de seg u n d o orden. Integrando: 1
(3.92)
c " c ¡ : La constante de saturación-m itad es 1
1
C J2
C0
(3.93)
• k-,t, '
2 1 / 2
1 1/2
(3.94)
~ kKi l-o C
E je m p lo 3.24. Se u tilizó un ensayo de lab oratorio p a ra determ inar e l orden de reacción de un lote de m icroorganism os para d eg ra d ar un residuo alim enticio. E l parám etro utilizado fue la D Q O (m g/l) a lo largo del tiem po. De los siguientes datos de concentración, C, determ in ar la velocidad d e reacció n m ás apropiada. ■g ^ c > g / i ) 5 -
1 C ( m g /iy S
400 320 2S0 240 ISO 110 50 40
2,5 3,15 3,57 4,17 5,6 9,1 20 25
;Tiempor(inin) 0 5 10 20 30 40 50 50
Solución: R epresen tar gráficam en te las tres fig u ras asociadas co n la F igu ra 3.26. P a ra orden cero, sim plem ente representar la concentración C fren te al tiem po. P ara prim er orden, rep resen tar log C frente al tiem po, y p a ra segundo orden rep resen tar 1¡C frente al tiem po. D e la in sp ecció n de la F ig u ra 3.26, el m ejor ajuste es para la reacció n de segundo orden así q u e la ecu ació n general para la u tilización de este su strato es 1_ c'
■= k 0t
P ro ceso s d e v e lo c id a d b a c te ria n o s . E n d ep u ració n de aguas resid u ale s las expresiones cinéticas de im p o rtan c ia son: • T asa de separación de m ateria orgánica * T asa de crecim iento de la población m icrobiana • T a s a de utilización de o x ísen o
IN TRO D U CCIÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
175
T ie m p o (m in ) (a) O rd e n c e ro
T ie m p o (m in ) (b) P rim e r o r d e n
T ie m p o (m in ) (c) S e g u n d o o r d e n
Figura 3.26.
Órdenes de reacción ensa yad os para un proceso discontinuo.
É stos quedan descritos p o r el m odelo de M on o d (véase C ap. 12) y aq u í sólo se introducen brevem ente. L a Figura 3.27 es un esquem a de la relación de estos parám etros. En el tiem po t = t0, la concentración de sustrato (alim ento) es S = S 0, -y a m edida que aum enta el tiem po del proceso, la concentración de S se reduce (en un proceso p o r lotes). A l mism o tiem po, la biom asa co m ien za con una co n centración X = X 0< y aum enta con el tiem po, a m edida que la m ateria o rg án ica que se va elim inando se convierte en m ateria celular. A dem ás, al m ism o tiem po, a m edida que la m asa celular viable aum enta, inicialm ente en cierta form a e x p o nencial, se requiere m ucho 0 2, pero esta n ecesidad se estab iliza a m edida que la concentración de biom asa llega a ser constante.
176
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
Sn
C
>o
'ura c
cu
u
c
a O
T ie m p o
Figura 3.27.
Cam bio en la concentración de sustrato durante el crecimiento bacteriano.
Las diversas fases de crecim iento/m uerte del pro ceso m icrobiano tal com o aparecen en la F ig u ra 3.21 se pueden representar cuantitativam ente. L a fase de crecim iento exponencial o lo g arítm ica se representa p or (3.95) donde
X = población m icrobiana com o sólidos totales o volátiles, m g/l f-L = tasa de crecim iento específico, d _ 1
El m odelo m ás com únm ente utilizado p ara relacio n ar el crecim iento m icrobiano con la utilización de sustrato (m asa de carbono orgánico total) es el m odelo de M onod (1949). M o nod identificó que la tasa d e crecim iento, dX /d í, no sólo era función de la concentración m icro b ian a sino tam bién de algún sustrato lim itante (S) o concentración de nutriente. D escrib ió la relació n com o en la Figura 3.28: (3.96)
K,
s
C o n c e n tra c ió n d e s u s tr a to
Figura 3.28.
M o d e lo de M onod: efecto de la concentración de sustrato en la tasa de crecimiento.
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
donde
. ¡.i = tasa de crecim iento específico, d
177
~ 1
= tasa de crecim iento específico m áxim o, d - 1 S = concentración de sustrato, mg/l K s = constante de saturación (m itad), m g/l Por tanto, la E cu ació n (3.95) se p uede sustituir p o r dX
77 clf = ^
S
7KsT+ ÍS X
(3'97)
que es el m odelo de M onod. P ara m ás detalles, véase el C ap ítu lo 12 y G ray (1990).
3.7.
BALANCES DE MATERIA Y CONFIGURACIONES DE REACTOR
M uchas cantidades en ingeniería am biental se determ inan m ed ian te balances de m ateria. Todas las aplicaciones en que se ap o rta m ateria a un proceso, ya sea quím ica, biológica e incluso hidroquím ica, pued en cuantificarse en términos de su producto o salid a y de su acum ulación dentro del reactor u tilizan d o la técnica de los balances de m ateria. E sta herram ienta se usa am pliam ente en las áreas de m ecánica de fluidos e hidráulica, en ingeniería quím ica y en in g en iería alim enta ria. D efinido de form a sencilla, identificam os un «volum en de control», que re presenta el contorno de u n proceso o de un reactor de proceso. P o r ejem plo (véase Fig. 3.29), si se to m a com o volum en de control o com o bloque de control la capa de aire sobre Los A ngeles, entonces los contam inantes atm osféricos fluirán (ver ticalm ente) hacia ese bloque por su parte b aja debido a la actividad urbana. A través de la p a red lateral (a barlovento) flu irá la circulación de aire local, trayendo aire lim p io o contam inado. D esde la p arte alta del b lo q u e y por el lado
L ím ites del v o lu m e n d e co n tro l
P r o c e s a d o de la m a s a d e a ire - m e z c la a ire u r b a n o c o n ta m in a d o
Figura 3.29.
E s q u e m a d e v o l u m e n d e c o n tr o l e n el m e d i o a é r e o .
178
IN G EN IER IA A M B IE N T A L
de sotavento sale el aire «procesado». É ste p uede ser m ás contam in ad o o p u rifi cado que el aire de entrada. E sto d epende del proceso en el b lo q u e de control. Si el proceso es m uy turbulento con fuerte m ezcla, entonces los flujos de entrada contam inados serán diluidos por las entradas lim pias. Si no hay m ezcla, entonces los flujos de salida no serán diluidos y se com portarán com o un tapón de aire que se desplaza a través d el volum en de control, sin cam bios. E l p ro ceso se bosqueja en la Figura 3.29. Se pued en intro d u cir en este m odelo las cantidades de aire. Y así tam bién las calid ad es del aire, y los procesos, com o el m ezclado. M ediante la hidrodinám ica y la quím ica, es p o sib le p or tanto desarrollar un m odelo de co m portam iento de la c ap a de aire y p o r tanto de la calidad del aire. Se pueden v isu aliza r m uchas aplicaciones sim ilares. P or ejem plo, el flujo de ag u a subterránea a trav és de un suelo «purificador» se p u ed e estu d iar m ediante balances de m ateria, com o lo pueden ser m uchas de las actividades de proceso de tratam iento del ag u a y del agua residual. L a alteración de un m aterial n o rm alm en te tiene lugar en un reactor. E l reactor puede ser una «caja» definida, com o una cuba de lodos activados, rectangular y en horm igón arm ado, o una p a n e recta de un río, o la cap a de aire, com o se ha m encionado, o un re a c to r industrial de ingeniería quím ica en concreto. Los reac tores se sim plifican en dos tipos com o «de m ezcla com pleta» o de flujo en pistón, y se detallan m ás adelan te en esta sección.
3.7.1. Balances de materia En ingeniería aparecen con frecuencia las leyes de co nservación de m asa y ener gía. Para la in g en iería am biental es de especial interés la ley de conservación de m asa que subyace b a jo los b alances de m ateria. E stablece «Las su m a de los pesos (m asas) de sustancias que entran a u n a reacción es igual a la sum a de los pesos (m asas) de los pro d u cto s de la reacción». .
E n tra d a d e a li m e n t a c ió n
_f,______ F7
__ e[_3_ E n tra d a - s a lid a s a c u m u la c ió n
Si no hay acu m ulació n en el proceso, en trad a = salida. P o r tanto
i ;=i
Fi = ¿
Pj
(3.98)
j=i
E je m p lo 3.25. U n a planta d epuradora de agua residual con una producción de 3S.400 m 3/d ía d escarg a el efluente líquido con u n a D B O de 2 0 m g/l a un río. Si la D BO del río aguas arriba del punto de descarga es 0 ,2 m g/l, a caudal
IN T R O D U C C IÓ N A L A Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
179
m ínim o de 20 m 3 /s, calcular la D BO del río aguas abajo de la descarga, suponien do m ezcla com pleta.
Solución: S e a la base un intervalo de tiem p o de 1 segundo. El b alan ce de m ateria de com ponentes (flujo), y a que se su p o n e que no hay acum ulación en el volum en de control, es E ntrada = salid a Q r + Qd - ( Q r + Qd) El balance de carg a contam inantes es p
* R
donde
+ p - p 1 á
J
a g u a s a b a jo
P R = mg/s de carga contam inante aguas arriba = = 20 x 10 3 x 0,2 = 4.000 m g /s Pá = 0,44 x 10 3 x 20 = 8.800 m g/s ^
^ jo = (Q r + Qd) x 10 3 x D B O = = 20,44 x 10 3 x D BO
P or tanto
4.000 + 8.800 = 20,44 x 10 3 x D BO D B O aguos atajo = 0,63 m g /l
U n «proceso» es una o una serie de reacciones u operaciones o tratam ientos que dan com o resultado un producto final. A lgunos ejem plos son: • Fabricación quím ica • C oagulación de alúm ina
180
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Fluoración Cloración • R eactores anaerobios: digestión de lodos 8 Procesos de Iodos activados 9 T ransporte de fluidos ® A bsorción de gases ® G eneración d e N O * y S O x en el m edio aéreo 0
9
L os balances de m a te ria pueden ser: ° Procesos de u n a sola u n idad sin reacción q uím ica o b io ló g ica ® Procesos de u n a sola u n idad con reacción quím ica o b io ló g ic a • Procesos de m ú ltip les unidades sin/con reacción quím ica o biológica u n «proceso» o un «sistem a» tien e un contorno, quizás arbitrariam ente defi nido, a través del cual p u ed e h ab er o no h ab er actividad (por ejem p lo , flujo). Los dos tipos de sistem as son: 1. 2.
Sistem a abierto, donde se transfiere m asa a través del co n to rn o , es decir entra o sale del sistem a. Sistem a cerrado , donde n ingún m aterial cruza los lím ites. E sto a veces se denom ina un sistem a «por lotes» o d iscontinuo, ya que n o h ay masa que atraviese el con to rn o h asta que el proceso esté com pleto.
A continuación ap arece una fo rm ulación co m p leta del prin cip io de los balan ces de m ateria A cum ulación en trad a a través salida a través generación consum o en el = de los lím ites - de los lím ites + dentro del - dentro del sistem a del sistem a del sistem a sistem a sistem a (3.99) E l balance de m a te ria se puede re ferir a: • • • • s
M asa total o m o le s totales M asa o m oles d e un com puesto quím ico M asa o m oles d e una especie «atóm ica» L a especie p u e d e ser quím ica o bioló g ica C audales en m a sa
En el caso de m a s a total, la g eneración se co n sid era igual al co n su m o (dentro de los lím ites), incluso si hay o no hay reacción quím ica o b io ló g ic a y por tanto: A cu m u lació n = entrada - salida
(3.100)
E je m p lo 3.26. L o s lodos prim arios (PSS) y secundarios (S S S ) de agua resi dual se espesan ju n to s en un esp esad o r de valla. Si los lodos PSS se producen a
IN T R O D U C C IÓ N A LA Q U ÍM IC A Y M IC R O B IO LO G ÍA
181
100 kg/h con 1 p o r 100 de sólidos secos (DS) y los SSS a 150 kg/h a 3 por 300 D S, determ inar el porcentaje DS d el producto final. PSS
ss s
100 k g /h 1 % DS
P ro c e so
150 kg/h 3 % DS
E n tra d a
25 0 kg/h
t ? % DS
Solución: E n trad a = 100 kg/h a 1 % DS + 150 kg/h a 3 % DS S alid a = 250 k g /h a x % DS Porcentaje de só lid o s secos Caudal en m asa de entrada = 100 x 0,01 + 150 x 0,03 = 5,5 kg/h Caudal en masa de salida = 250.x, kg/h 250.V = 5,5 kg/h Por tanto S alid a .v = 2,2 % D S Nota: Se recom ien d a que los alum nos realicen siem p re un esquem a d e la d isp o si ción del balance d e materia, com o aquí. M eto d o lo g ía d e los b a la n c e s d e m a te ria . L a siguiente «estrategia» para el análisis de los balan ces de m ateria está adaptada en parte de H im m elblau (1989). 1. 2. 3.
4. 5.
6
.
D ibujar un diagram a de flujo o figura d efiniendo el contorno del proceso. D enom in ar el caudal de cad a co m en te y sus com posiciones con sím b o los. M ostrar todos los caudales y com posiciones conocidas en la figura. C a l cular las com posiciones adicionales a p a rtir de los datos cuando sea p o si ble. Seleccionar la base de los cálculos, p o r ejem plo, 1 h, 1 día, 1 kg, etc. E scribir los balances de m ateria que in clu y en el balance total y los balan ces de com ponentes. D eb e haber x ecuaciones independientes si hay x incógnitas. R esolver la s ecuaciones y com probar las soluciones.
182
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Para explicar la m eto d o lo g ía de los balances de m ateria, pongam os varios ejem plos. E je m p lo 3.27. U na lechada que contiene 20 p o r 100 en p eso de cal (C a C 0 3) se procesa p ara separar la cal p u ra seca del agua. Si el caudal de alim entación es de 2.0C0 kg/h, ¿cuánto C a C 0 3 ss produce p or hora? Solución: Paso 1.
O rganizar los datos en form ato de diagram a de flujo Solución = 2.000 kg/h
(2 !
■ C a C o 3 p u ro
( 1)
P ro ceso
13)
20 % CaCo,
• H ,0 p u ro W
H ay un a c o m e n te de e n trad a (1) y dos co m e n te s de salid a (2) y (3). .Corriente'húm’cró.';'-’¿ Nombre de corriente
1. Lechada déalimcntaciún S -K :'
■ (Viuponentív - : .f V/;;: ; v,:;: Fracción: .yy>
ky/h
Fracción.
C aC 0 3
0,2
LO
H-0
0,8
0,0
Tota]
LO
P aso 2. (1) (2) (3)
2.000
'F racción: 0 0
kg/Il‘:L 0
LO
1,0
LO
E cuaciones de balance de m ateria:
Total: 2.000 - L + W C a C 0 3: 2.000 x 0 ,2 = L x 1,0 + W x 0,0 H 2 0 : 2.000 x 0,8 = L x 0,0 + IV x 1,0
Solución: P roducción de caliza L — 400 kg/h A g u a producida W = 1.600 k g /h E je m p lo 3.28. 20 kg d e etileno (C 2 H 4) se quem an com o fuente de com bus tible con 400 kg de aire. D eterm in ar la com posición de la m ezcla resultante. C uál es el porcentaje de exceso d e aire, suponiendo conversión com pleta. Solución: C 2 H 4 + 3 O , -> 2 C 0 2 + 2 H 20 A ire:
N = 79 %;
0
M asas m oleculares:
C 2 H 4 = 28;
0 2 = 32;
N
CO, =44
H 20 = 18;
aire = 28,84
2
= 21 % 2
= 28
INTRODUCCIÓN A LA QUÍMICA Y MICROBIOLOGÍA
C o m b u s tib le 1,0 c 2h 4 A ire
F - 20
ID
kg
(3)
Q uem ador
C
(21
A-
183
?co 2 ? h2o ?
400 kg
N ota: 1 m ol de C 2 H 4 = 28 g
20
1 km ol de C 2 H 4 = 28 kg, por tanto 20 kg de C 2 H 4 = — = 0,71 k m o l 28 Corriente núm ero".^ Nonibre de corriente • Componente^ C,Hd
Aire .1
Combustible ^;;-: "Fracción" : kg/ll
Tracción
20 ™ 28 = °.7!
1,0
- Combinado C_ .
-
Fracción -
kg/h
?
0,71
?
2,9 i
7
10,96
1,0
14,58
0,21 x 400 ----------- = 2,91 28.S4 0,79 x 400 = 10,96 28,84
o,
-
-
0,21
N,
-
-
0,79
CO, h 2o Total
—
—
—
—
1,0
0,71
1,0
13,87
-
T a b la e n t r a d a = s a l id a e n k m o l Com ponente *
E n trad a
G enerado
Consumido
Salida
c 2h 4
0,71
—
0,71
0
0,
2,91
— —
2,13 —
1,42 1,42
— —
0,7 S 10,96 1,42
10,96 — —
N, co2 H ,0 Total
1,42 14,58
La tabla entrada-salida se prepara a partir de lo siguiente. N o se genera C 2 H 4 y todo se consum e. H ay 2,91 km ol de 0 2 en la alim entación y reaccionan con el C ,H 4 de acuerdo con: C2 H4 +
3 0
2
-*
2 C 02
+ 2 H 20
0,71
3x0,71
2x0,71
2x0,71
0,71
2,13
1,42
1,42
184
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
De los 2,91 2,91 - 2,13 cam bios; se tabla, 14,58
Ictiol de 0 2 en la alim entación, se consum en 2,13 km ol dejando = 0,78 km ol en la salida. El N 2 es inerte y p asa a los productos sin generan 1,42 km ol de C 0 2, al igual que 1,42 km ol de H 2 0 . De la km ol van en la co rriente de salida.
E je m p lo 3.29. C ada día se tratan 3.780 m 3 de ag u a residual en una planta depuradora m unicipal. El afluente con tien e 220 mg/l. d e sólidos en suspensión. El agua «clarificada» tiene una co ncentración de sólidos cn suspensión de 5 m g/l. D eterm inar la m asa de lodos p roducidos diariam ente en el clarificador. Solución: E ntrada de lodos al clarificad o r = 3.780 x 10 3 x 2 2 0 x 10 ~
6
= 8 3 2 k g /d ía
E fluente del clarificad o r = 3.780 x 10 3 x 5 x 10 - 3 = 19 kg/día
Realizar- un balance de m ateria alred ed o r del clarificad or E n trad a de sólidos secos en lodos = salida de sólidos secos en lodos S ólidos secos en lodos de salid a = efluente + lodos Por tanto Sólidos secos separad o s com o lodos = 832 - 19 = 813 kg/día
3.7.2.
Configuraciones de reactor
En ingeniería am biental, particu larm en te en tratam iento de agua y aguas residua les, los reactores son b ásicam en te de tres tipos; 1.
«R eactores discontinuos o p o r lotes» (B R ), d onde los re activ o s son intro ducidos al reacto r en las condiciones deseadas y la reacció n tiene lugardurante un cierto período de tiem po. L u eg o se descarga el contenido. C uanto m ás larg o sea el tiem po de reacción, m ás co m p leta es la conver sión. M uchos p rocesos q uím icos se realizan p o r lotes. P o r ejem plo, el ensayo de D B O es un ensayo p o r lotes. En la Fig u ra 3.30 se m uestra un re acto r BR.
IN T R O D U C C IÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO BIO LO G ÍA
Oo V i m 3)
185
A flu en te C.
Ai
E flu e n te CA
Figura 3.30.
Reactor discontinuo (BR).
«R eactor de m ezcla com pleta» (C STR), donde los reactivos se alim entan al reactor «continuam ente» (puede ser que una v ez por día, p o r hora, etc.) y los productos (incluyendo lo s reactivos no utilizados) se descargan co n tinuam ente de un recipiente bien m ezclado. Al estar bien m ezclado, se supone que el contenido es uniform e en su concentración en toda la m asa, sin gradientes de concentración y por tanto igual a la concentración del efluente. Un aum ento del tiem po de «residencia» en el reactor aum enta la extensión o conversión. Este reactor es habitual en depura ción de aguas residuales y en procesos anaerobios. Se m uestra en la F ig u ra 3.31. «R eactores de flujo en pistón» (PFR), donde la aportación se alim enta en un extrem o del reactor largo y los productos se descargan en el otro e x trem o después de pasar un m ínim o tiem po de detención en el sistem a. C om o la distancia de desplazam iento a lo largo del reactor es función del tiem po, la extensión de la reacción depende de la longitud. C om o tal, m ientras m ás largo es el reactor, m ayor es la conversión. A m edida que el «tapón» de reactivos va avanzando, está bien m ezclado con sig o m ism o, pero no con el resto de contenidos del reactor. E ste reactor es el m ás com ún en la depuración activada de aguas residuales. L a Figura 3.32 m uestra la configuración de P F R . Este tipo de reactor se usa a m enudo en diversidad de sim ulaciones, p o r ejem plo, la m ezcla de contam inantes en el flujo de un río (véanse C aps. 7 y 12). H ay un gradiente de co n cen tra ción desde el extrem o de entrada al extrem o de salida.
Figura 3.31.
Reactor de mezcla completa (CSTR).
1S6
IN G EN IER ÍA AiM BIEN TA L
A f lu e n te
cA Figura 3.32.
Reactor de flujo en pistón (PFR).
A n álisis de c o m p o r ta m ie n to /re n d im ie n to de los tip o s d e re a c to r . La base del análisis de todos lo s reactores es la ecuación del b alan c e de m ateria: E n tra d a - salida + g eneración = acum ulación E n el análisis del reacto r puede o cu rrir lo siguiente: 1. 2. 3.
L a acum ulación puede ser p o sitiv a o negativa. L a entrada p u e d e ser a través del contorno del sistem a o p o r generación dentro del re a c to r debido a la reacción. L a salida p u e d e ser flujo a trav és del contorno del sistem a o p o r consum o debido a la reacció n .
El balance de m a te ria para un m aterial A puede escribirse com o
Q C Ai -
Q CAo +
rAV
=
Flujo de e n tra d a - flujo de salid a + generación = acum ulación donde
Q = cau d al, m 3/s CA = co n cen tració n del m aterial A, m g/l CA = co n cen tració n del afluente, m g/l CA = co n cen tració n del efluente, mg/l V = v o lu m e n de fluido en el reactor, m 3 rA - v elo c id a d de reacció n del m aterial A , m g/l s
N ótese que el proceso discontinuo y el proceso de flujo en pistón se consideran «sim ilares» p ara el análisis. P roceso d isco n tin u o Proceso discontinuo => Q = 0 así que V = constante L a ecuación (3.101) se convierte en
IN T R O D U C C IÓ N A L A Q U ÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
189
A altas concentraciones de sustrato, la ecuación de orden cero es ^ ~~ ^móx E je m p lo 3.30.
C onsidere dos sistem as de tratam iento de efluentes:
L odos activados: RM C F iltro percolador: R FP y dos tipos de efluentes D om éstico: con u n a concentración de D BO de 200 m g/l Industrial: con u n a concentración de D BO de 4.000 m g/l. L as condiciones d e operación vienen dadas com o: = 0,05 h Ks = 100 mg/l
0l a
= 5 h
0 FP =
0 , 1
h (dom éstica)
0 FP =
0 , 2
h (industrial)
M la = 5 .0 0 0 m g/l (SSL M o concentración de m icroorganism os) M fp = 5 0 .0 0 0 m g/l D eterm inar las co n centraciones de fluente de salida de cada reacto r utilizando tanto un modelo d e p rim er orden com o m odelos cinéticos reales. 1.
Lodos activ ad o s — C STR — efluente dom éstico. a)
C o n sid erar el m odelo de prim er orden, determ inar k:
k, =
kmSxC K ,+ C (3.109)
L .W C k lM = K. donde
M = concentración en m asa m g/l 0,05 x 5.000 x C ~
lo o
‘ = 2 ’5C
Por tan to
ky, =
2,5
190
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
L a ecuación de prim er orden para RM C es ecuación (3.105) k \0 =
(3.110)
d onde C } = co n centración de afluente y C = co n centración de efluente 2 ,5 0
=
P ara 0 = 5 h, la concentración de efluente es C - 14,9 nig/l b)
C o n sid ere la cinética real: Y a q u e dC /út => 0
(3.111)
O C 1 - Q C + rV = 0 QC, - Q
C - V ^ ^ = K s i- C
n
9 .C C
V
0
- M k^ C Ks + C
1
5.000
~ Cl - C
0
x 0,05 x C
100 + c 250C
_ 100 + c
2 00 - C
250C
100 + c P o r tanto C = 17,1 mg/l A sí que el m odelo d e p rim er orden y la cin ética re a l son com p ati bles p a ra efluente d o m éstico , proceso de lodos activados. 2
.
L odos activad o s, efluente industrial. a)
C o n sid érese el m odelo de prim er orden:
2 ,5 0
2,5 x 5
C, - C 1 C 4.000 - C C
C = 296 m g /l
IN TRO D U C CIÓ N A LA Q U ÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
b)
191
C onsidérese la cinética real C f-C
250C
0 ~~ 100+ c C = 2.489 mg/l (insertando C - 296 m g/L => 0 - 19,8 b) E l m odelo de prim er orden y la cinética real no son com patibles en este caso. 3.
Filtro percolador-residuo dom éstico. a)
C onsidérese el m odelo de prim er orden (discontinuo o flu jo en p is tón) (3.112) i C om o antes 50.000 1
xO,°5xC 100
Ks
S ustituyendo en la E cu ació n (3.112)
Por tan to C = 16,4 m g/l b)
C onsidérese la cinética real: . E n un proceso discontinuo, Q = 0, p o r tanto V = constante, ya que la E cuación del b alance de m ateria (3.101) se convierte en r = dC /dí. P o r tanto
2.500
dC
M kmiíC
dt
Kc + C ~
dt Jo
-2 .5 0 0 f
2.500?
50.000 x 0,05 x C
2 .5 0 0 C
100 + C
100 + C
192
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
p ara el filtro percolador,
t = 0 =
0 , 1
Y
C/h = 200 m g/l
R eso lv ien d o
C ,• s 0 = 64 m a/l
h
(para CA<¡ = 16,4 m g/l, 0 4.
= 0,174 h)
Filtro perco lad o r — efluente industrial. a)
M odelo de p rim er orden, con un tiem po de reten ció n hidráulica de
0,2 h, - 2 5 x 0 ,2 = ln
C, 4.000
C ,o = 27 m g/l b)
C inética real 4.000 4.000f = 100 ln — — + (4.000 - C J CA„ P ara t = 0,2 h CAo = 3.220 m g /l (para CA¡¡ = 27 m g/l, => t = 1,12 h)
R e s u m e n de re s u lta d o s
...
Sistema-de tratam iento Lodos activados
Tipo de . . DBO afluente, nig/I ■ residuo ‘ Doméstico
Industrial Filtro percolador
Doméstico Industrial
-
M odelo
-
DBO efluente, mg/l ¡4,9 17,1
2ÜQ
Primer orden cinética reai
4.000
Primer orden cinética real
296 2.4S8
200
Primer orden cinética real Primer orden cinética reai
16,4 64 27 3.200
4.QQ0
D e lo anterior se ded u ce que existen varias anom alías: 1.
2.
Para efluentes dom ésticos en R M C es suficiente u n m odelo de prim er orden, ya que la concentración de reactivo es igual en todo punto a la concentración de salida. ■ E l m odelo de p rim e r orden es erró n eo para efluentes dom ésticos al usar RFP, y a que el tipo de reacción ten ía un perfil de concentración. La con-
IN T RO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC RO B IO LO G ÍA
3.
193
centración es m áxim a en el extrem o de entrada y m ín im a en el extrem o de salida. P ara efluentes fuertes, el supuesto de p rim er orden es notoriam ente in sa tisfactorio.
V éase T chobanoglous y Schroeder (1987) y H im m elblau (19S9) para m uchos ejem plos adicionales sobre balances de m ateria.
3.8. 3.1. 3.2. 3.3.
PROBLEMAS E xplicar por qué el enlace de hidrógeno es el responsable de la alta c ap a cidad térm ica del agua. E xplicar cómo la conductividad eléctrica se puede usar para determ inar los caudales de u n a corriente. E q u ilib rar las siguientes reacciones: Fe(O H ), + H 20 + 0
2
-> F e(O H )
3
C l 2 + K OH -> KC1 + KC10_, + H , 0 FeS + HC1 -> F e C l 2 + H ,S M n 0 2 -t- N aC l -í- H-,SO¿ —*■M n S 0 3.4.
3.5. 3.6. 3.7. 3.8.
3.9. 3.10.
4
-f H ?0 -f C i 2 + N a 2 S 0 4
Si un residuo se caracteriza por su D Q O y 192 m g/l de D Q O es equ iv alen te a 1 mmol de g lucosa, determ inar el equivalente en glucosa de un re si duo de 5.500 m g/l d e D QO . ¿C uántos m oles de H 2 S 0 4 se requieren p ara producir 100 kg de C a S 0 4 a p artir de C a C 0 3? Si la biom asa (células m icrobianas) se representa p or C 5 H 7 N 0 2, d eterm i n ar la dem anda teó rica de oxígeno de 1 % de biom asa. D eterm inar la fracción en masa de nitrógeno, oxígeno y argón en aire si las respectivas fracciones m olares son 0,781, 0,21 y 0,009. C alcular el pH de u n a solución si, antes de la disociación, la solución contiene: o) 2 0 m g/l de ácido clorhídrico. b) 15 mg/l de ácido acético. c) 50 mg/l de ácid o hipocloroso. D eterm inar la concentración de F e 3 + en el agua pura causada por la diso ciación com pleta de F e(O H )3. A continuación se d a un análisis de agua C oncentración M g2
Determinar la dureza total.
95 m g/l 4 2 m g/l
154 3.11.
3.12.
3.13.
3.14.
IN G EN IER ÍA A M 3 IE N T A L
E l a nálisis de u n a m u e s t r a de a g u a r e s id u a l dio lo siguiente: A l c a l i n i d a d total
83 m g / l c o m o
T em peratura
27 °C
pH
\3
CaC03
D e t e r m i n a r las a lc a l i n id a d e s d e c a r b o n a to , d e b i c a r b o n a t o y d e h id r ó x id o . U n a i n d u s tr ia v ie rte s u e flu e n te tta ta d o c o n un c a u d a l de 1 m 3/s a u n río de c a u d a l 2 5 0 m 3 /s. Si la D B O de fo n d o e n el río es d e 1,5 m g /l, d e te r m i n a r la m á x i m a D B O d e la d e s c a r g a d e e f lu e n te si la D B O de l r í o n o debe s e r m a y o r de 7 m g /l. U n a f u e n te d e c o m b u s t i b l e de 25 k g de e tileno se q u e m a c o n 2 5 0 kg' de aire. D e t e r m in a r la c o m p o s ic i ó n d e la m e z c l a r e sulta nte. C u á l es el p o r c e n t a j e de e x c e so d e aire, su p u e sta c o n v e r s ió n c o m p le ta . E n u n re a c to r de d i g e s ti ó n an ae ro b ia , la t a s a e s p e c í f ic a de c r e c im i e n t o de las b a c te r ia s m e t a n o g é n i c a s viene d a d a por:
fJ-
donde
+ (¿ySUB) + (AH/iQ
K = c o n s t a n t e de sa tu rac ió n de los m e t a n ó g e n o s SU B = s u s tr a t o utiliza d o p o r los m e t a n ó g e n o s A H = á c i d o acé tic o (no io n iz a d o )
K¡ - c o n s t a n t e de in hib ició n de los m e t a n ó g e n o s
3.15.
3.16.
3.17.
3.18.
T r a z a r g r á fi c a m e n te fr e n t e al t ie m p o la r e la c ió n d e ¿i, K, S U B , A H y K¡, e x p li c a n d o la s i g n i f ic a c i ó n de c a d a térm in o. E n u n r e a c to r d e m e z c l a c o m p l e ta la v e lo c i d a d d e r e a c c ió n q u í m i c a es rA = - 0 , 1 [A]. Si la r e a c c i ó n se c o m p l e ta e n u n 80 p o r 100, d e te r m i n a r el v o l u m e n n e c e s a r io p a r a un c au d a l en v o l u m e n d e 100 L / s si [A] 0 es 0,15 m ol/L . U n r e a c to r de m e z c l a c o m p l e ta de a g u a r e s id u a l d e 5 0 m 3 f u n c i o n a sobre l a b a s e de u n a r e a c c i ó n d e p r i m e r o r d e n irrev e rsib le , r A - -k [ A ] , d o n d e k = 0 ,2 d í a - 1 . L a e f ic ie n c ia es 95 p o r 100. D e t e r m i n a r el c a u d a l m á x i m o a tr a v é s d e l reactor. Si la e fic ie n c ia a c e p ta b le es 9 0 p o r 100, ¿ c u á l es el c a u d a l ó p tim o ? U n r e a c t o r de flu jo e n p istó n e n u n si s t e m a d e a g u a r e s id u a l p o r lodos a c t i v a d o s tiene u n a lo n g it u d de 1 0 0 m p o r u n a a n c h u r a de 1 0 m p o r una p r o f u n d i d a d d e 3 m . Si el t ie m p o d e d e te n c i ó n es d e 2,5 h, c a l c u l a r el c au d a l. R e d a c t a r u n a b r e v e re v is ió n de « S u p e rv i v e n c ia d e V I H e n a g u a residu al» , de P. G u pta , en Su rviva l o f H IV in E n virom nental W aters, H. F a r z a d e g a n (ed.), 1991.
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M IC R O B IO LO G ÍA
3.19.
3.2G. 3.21.
3.22.
3.23.
Si un c u ltiv o b a cteria n o de 1 .00 0 células se d u p l i c a c ad a hora, c a l c u l a r el n ú m e r o d e b a cteria s d esp ués d e 24 h, s u p o n i e n d o el m is m o p a tr ó n de c r e c im ie n to . ¿ L a re sp u esta e s ló g ic a ? C o m e n t a r c o n re sp ec to a la tasa de m u erte. D i s c u t ir b r e v e m e n t e los a n a e r o b io s y a ero bios y su utilidad e n ia d e p u r a c ió n d e a g u a s residuales. B u s c a r en la b ib lio g ra fía y/o In t e r n e t y r e d a c ta r u n a n o ta so bre « L o s r i e s go s sa n ita rio s (si h a y alg uno) d e la su p e r v i v e n c ia de esporas b a c te r ia n a s en el c o m p o s t h e ch o a partir d e l o d o s de aguas re sid u ales , y su u s o p o s t e rio r e n p r o d u c c ió n d e c h a m p i ñ o n e s » , C o n s i d e r e u n a cu b a de d e c a n ta c ió n p rim a ria e n d e p u r a c ió n d e a g u a s r e s i duales. S u p o n g a un caud al d e e n tr a d a de 2 . 0 0 0 m 3 /d ía, c o n u n a D B O s de 2 5 0 m g / l y u n o s SS de 35 0 m g /l. Si la r e d u c c ió n d e SS es 60 p o r 100 u n a v e z q u e la D B O s es la m ita d d e eso, c alcu lar los flu jo s en las d o s c o r r i e n tes d e eflu ente, su p o n ie n d o q u e la corri ente d e lo d o s c o n tie n e 1 p o r 1 0 0 D S . ¿ C u á l es la D B 0 3 en la c o rrie n te d e l o d o s ? El c r e c im i e n t o de m ic r o o r g a n i s m o s en u n a p l a n t a d e lodos a c t i v a d o s (d e p u r a c i ó n d e a g u a residual) se s u p o n e que v ie n e r e p re s e n ta d o p o r el m o d e lo d e v e lo c id a d d e c r e c im ie n to a saturación, es de cir, k = lc0S /(K s + S) d o n d e k 0 es la tasa m á x i m a d e c re c im ie n to ( c o n stan te), S es e l su stra to y K s es la c o n stan te d e sa tu rac ió n m ita d . U n e s t u d io d e lab o ra to rio m u e s tr a que:
' v i s ; m g/l k, día"1 .
3.24.
3.25,
195
7
9
15
25
40
75
100
150
0,29
0,37
0,48
0,65
0,80
0,97
0,99
1,07
D e t e r m i n a r lo s va lo re s de k 0 y K s. C o n s i d é r e s e un r e a c to r d e m e z c l a c o m p le ta c o n u n caudal de e n tr a d a Q de c o n c e n tr a c ió n C¡, u n a c u b a y u n a c o n c e n tr a c ió n d e salida d e C. 1. D e m o s t r a r q u e el b a la n c e d e m ate ria p a ra el r e a c to r es: V(dC/d/) = = Q (C t - Q . 2. R e s o l v e r a n alítica m en te l a e c u a c ió n a n te r io r si C - C0 c u a n d o t = 0. 3. Si C¡ = 150 m g /l, O = 7 . 2 0 0 m 3 /día, V = 2 0 0 m 3 y C 0 = 3 0 mg/I, r e p r e s e n t a r c frente al tie m p o . Si las c é lu la s b a cteria n as se re p re se n ta n p o r C 5 H 7 N 0 2, d e te r m i n a r la D B O c a r b o n o s a po te n c ia l d e 1 k g de células.
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN B arnes, D ., P . J. B liss, B. W . G ould and H . R. V alentine (1986). Water and Wastewater Engineering Systems, L ongm an S cien tific and T ech n ical, L ondon. B ohn, H ., B. M c N eal, and G. O ’C onnor (19S5). Soil Chemistiy, John W ilcy , N ew Y ork.
196
IN G E N IE R ÍA A M B IEN TA L
C u rd s, C. R. (1 9 8 2 ). «The eco lo g y a n d ro le o f activ ated slu d g e » , Annual Reuiew, Micro bio lo gy, 3 6 , 2 7 -4 6 . D ojlido, J. R. and J. A. B est (1 9 9 3 ). Chemistry o f Water and Water Pollution, E llis H orw o o d /P re n tic e -H a ü , C h ich e ster/E n g lcw o o d C liffs, N e w Jersey. D olan, C. (1 9 9 3 ). «A naerobio co -d ig estio n o f M S W an d p rim ary se w a g e sludge», M E n g S c th e s is , U n iv c.-ñ r- C o ile g e , Cork. F arzad eg an , M. (D ecem b er i S 9 i ) . «Survival of H1V in environmental waters», Proceedings o f a sy m p o siu ra at Jo h n H o p k in s U n iv ersity . F ogg, G. E., W . D . P. S tew art, P. F a y an d A. E. W a lsb y (1 9 7 3 ). The Blue-Green Algae, A cad em ic P re ss, N ew Y ork. G audy, A. F. a n d E . T. G audy (1 9 8 0 ). Microbiology fo r Etwironmenial Scientists and Engineers. M c G raw -H ill, N e w Y ork. G ilí, D. L. (1995). Report on Hazardous Air Pollutants from Landfill Sites. U n iv ersity o f M aryJand S c h o o l o f M edicine. G ray, N. (1990). Activated Sludge: Theory and Practices. O x fo rd S cience P u b lish e rs, UK. H arriso n , R. M ., S. J. de M ara, S. R ap so m an ik is and W . R . Jo h n sto n (1 9 9 1 ). Introductnry Chemistry fo r the Environmental Sciences, C a m b rid g e U n iv ersity P ress. H enry, J. G. an d G . W . H ein k e (ed s) (19S9). Environmental Science and Engineering, P re n tic e-H a ll, E n g lew o o d C liffs, N e w Jersey. H im m elb lau , D . M . (1989). Basic Principies and Calculations in Chemical Engineering. 5 th edn, P re n tic e-H a ll, E n g le w o o d C liffs, N ew Je rsey . H ow ells, G. and T . R. K. D alziel (1 9 9 2 ). Restoring Acid Waters—Loch Fleet 1984-1990, E lsev ier, A m sterd am . H u m en ick , M . J. (1977). Water and Wastewater Treatment. Calculations fo r Chemical and Physical Processes. M a rce l D e k k e r Inc. U S A . M agill, P. L., F . R . Molden and C . A c ld e y (1956). A ir Pollution Handbook, M c G raw -H ill, N ew Y ork. M ah an , B . M . a n d R, J. M y ers (1 9 8 7 ). Universiry Chemistry, 4th edn, B e n ja m in /C u m m in g s P u b lish ers. M an ah an , S. E. (1 9 9 1 ). Environmental Chemistry, 5 th ed n , L ew is P u b lish ers. M itch ell, R. (1 9 7 4 ). ¡ntroduction to Environmental Microbiology, P re n tic e-H a ll, E n g le w ood C liffs, N e w Jersey. M o n o d , J. (1 9 4 9 ). « T h e G row th o f B a c te ria l C u ltu res» . Annual Review o f Microbiology, vcl. 3. M o n teith , J. L. an d M . H. U n sw o rth (1 9 9 0 ). Principies o f Environmental Physics, E d w ard A rnold, L o n d o n . M o n tg o m ery , J. M . (1985). Water Treatment, Principies and Design, Jo h n W iley , N ew Y ork. M udrack, K. an d S. K unst (1 9 8 6 ). Biology o f Sewage Treatment and Water Pollution Control, E llis H o rw o o d , C h ich e ster. N atio nal R e search C o uncil (1 9 9 3 ). Soil and Water Quality—An Agenda fo r Agriculhtre, N atio n al A ca d e m y Press, W a s h in g to n . O ’N eill, P. (1 9 9 3 ). Environmental Chemistry, C h a p m a n an d H all, L o n d o n . P rescott, L. M ., J. P . H arley and D . A . K lein (1 9 9 3 ). Microbiology, 2n d ed n , W m . C. B ro w n , D u b u q u e , low a. R an d all, C. W ., J. L . B a m a rd and H . D . Stensel (1992). Designiand Retrofit o f Wastewater Treatment Plants fo r Bioiogical Nutrient Removal. T e c h n o m íc P u b lish in g , L ancaster, PA . U SA . R aisw ell, R. W ., P . B rim b leco m b e, D . L . D ent and P. S. L iss (1992). Environmental Chemistry, E d w a rd A rnold, L o n d o n ,
IN TRO D U C CIÓ N A LA QUÍM ICA Y M ICRO BIO LO G ÍA
197
Ryle, S. D. (1988). « O p tim iz a ro n o f tlie ro ta tin g biological con lacto r process for nitril'ication /d en trification o f w asiew aler», M E n g S c tliesis, U niversity C ollege, Cork. S aw ver, C. N. and P. L . M cC arty (19S 9). Chemistry fo r Environmental Engineering, M cG raw -H ill, N ew York. Segel, I. Ff. (1993). Enzyme Kinetics— Behaviour and Analysis ofR apid Eqtiilibriiini and Steady State Enzyine Systems, John W ilcy , N ew York. S einfeld, J. H. (1986). Atinospheric Chemistry and Physics o f Air Pollution. John W iley, N ew York. S énior, E, (1990). Microbiology ofLandjill Sites, CR C P ress, B oca R atón, Florida. S kinner, F . A. and J. M. Shew an (1977). Aqualic Microbiology, A cadem ic P ress, N ew Y ork. S n oevink, V. L. and D. Jenkins (19S0). Water Chemistry, John W iley, N ew York. S posito, G. (1989). The Chemistry o f Soils. O xford U niversity P ress, UK. Standard Methods fo r the Examinaron o f Water and Wastewater, (1992). A m erican W ater W o rk s A ssociation (A W W A ). eds G re e n b e rg , A . E ., L. S. C lesceil and A. D. E aton. S tanier, R. Y., J. L. Ingraham , M. L. S h eelis and P. R. P ain ter (1986). MicrobioI World, 5 th edn, P rentice-H all, E nglew ood C liffs, N ew Jersey. S tern, A. C, (1976). Air Pollution, V ols J-V , A cadem ic P ress, N ew York. S teiritt, R. M . and J. N . L ester (19SS). Microbiology fo r Environmental and Public Health Engineers, E & F N S pon, London. S to k er. H. S. and S. L . S eag er (1972). Environmental Chemistry: Air and Water Pollution, S co tt, F oresim on and C o., London. S tum m , W . (1972). Chemistry o f the Solid-Water Interface. John W iley, N ew Y ork. Stumw, W. and J. J. M organ (1981). Aquatic Chemistry. An Introduction Emphasizing Chemical Equilibrio in Natural Waters, 2nd edn, John W iley. N ew Y ork. T anji, K. (1990). Agricultureal Salín ity Asessment and Management, A S C E M anual and R ep o rt on E n g in e erin g P racüces N o. 71, N ew York. T ch o b an o g lo u s, G. and E. S chroeder (1 9 8 7 ). Water Quality, A ddison-W esley, R eading, M assachusetls. W ater P o llution C o n tro l F ederation (W P C F ) (1990). Wastewater Biology. The Mlcrolife. W P C F , AJe.xandria, V irginia.
CAPÍTULO
CONCEPTOS DE HIDROLOGÍA
4.1.
INTRODUCCIÓN
L a hidrología es el e s t u d io del a g u a y sus m o v im i e n t o s a lo l a r g o d e div erso s c a m i n o s dentro del c i c l o hidrológico; e n la atm ó sfe ra; en los ríos y o c é a n o s ; en el s u e l o 1 y en las r o c a s q u e contienen a g u a . L a h id ráu lica e s la in g e n i e rí a de l flujo de a g u a en tuberías, co n d u cto s, lagos o ríos. L a i n g e n ie ría d e re c u r so s h id ráu lico s es el arte, la c ie n c ia y l a ingeniería d e las ag u as su p e r fic ia le s y su b t e r rá n e a s p a ra uso h u m a n o . L a h i d r o l o g í a se aplica p o r los i n g e n ie ro s q u e utiliza n lo s p r incip ios hid r oló gic os p a r a c a lc u la r , por e je m p lo , los flujos de los río s a p a rtir d e la p r e c i pita c ió n , el m o v i m i e n t o del agua en el terreno a pa rtir de las c a ra cte rís tica s del su e lo incluyendo la c o n d u c tiv id a d h id ráu lica , las tasas de e v a p o r a c i ó n a partir del b a la n c e hidráulico o las técnicas de b a la n c e de e nergía. L a h i d r o lo g í a a p lic a d a utiliza m ucho s s u p u e s t o s de in geniería p a r a tratar d e c u a n t í fi c a r las r e sp u e s ta s del terre no o del río a los epis o dio s de p re cip ita cio n e s. E s fácil, p o r e je m p lo , c uantific a r u n episodio d e p r e c ip ita c ió n y c u a n t i fi c a r el c auda l de la c o r ri e n te d e sp u é s de aquél, si se dispo ne d e i n stru m e n ta c ió n de c a m p o q u e h a y a re g is tra d o el episo dio . Sin em ba rg o, t o d a v í a e s casi im p o s ib le p r e d e c ir o m o d e l i z a r c o n p re c isió n lo q u e le o c u rre a la lluvia u n a vez que h a c a í d o sobre el terreno. ¿El 100 p o r 100 de la l lu v i a se v a c o m o e s c o rre n t ía su p e rficial a 1 a c o m e n t e m á s p r ó x i m a o el 1 0 p o r 1 0 0 se infiltra al s u e l o y aparece en lo s arroyos, días o s e m a n a s m á s tarde, c o n im p a c to no sólo e n l o s v o lúm en es de la corri ente sino t a m b i é n en su c alid ad ? En r e a lid a d puede s u c e d e r cualquiera de las dos situ ac ion es, p e r o m u y p r o b a b l e m e n te a lg o de la p r e c i p it a c i ó n se va c o m o e sc orre ntía , a lgo se infiltra y a lg o vu e lv e al ciclo hidrológico v í a ev ap oració n. ¿ C u á l es el p a pel de la e v a p o r a c i ó n ? ¿ L a p re 1 N. del T. En esíe capítulo se emplea frecuentemente el término suelo, no en sentido estrictamcnte edafológico sino como sinónimo de terreno. 199
*
n
* * *
’i
•%
200
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
cipitació n e x c e d e a la e v a p o r a c i ó n o v i c e v e r s a ? ¿ P o d e m o s c alcu la r c o n c ie r ta p recisión la e v a p o r a c i ó n a e s c a l a r e g io n a l si t o d o s n u e s tr o s e s t u d io s de e v a p o r a c ión son a e sc a la p u n t u a l ? ¿ C u á n d o p o d e m o s e sp e ra r q u e la d e te c c ió n r e m o t a n o s d é todas las r e s p u e s t a s ? L a in f lu e n c i a d e la v e g e ta c ió n d e su p e rficie, el tip o d e suelo, su e stad o d e h u m e d a d y la t o p o g r a f í a es sig n ific a tiv a re s p e c t o a los flujos de a g u a y e n e r g í a , y la r e s p u e s t a d e un p u n t o o c ap a f r e á t ic a a otra p u e d e ser d ifere n te en ó r d e n e s d e m a g n itu d . L a i n te n s i d a d de la llu v ia , su d ura ció n y d istri b u c ió n e spacial p u e d e n j u g a r u n p a p e l r e le v a n t e en el d e s t in o d e la p re cip ita ció n c a í d a al terreno. C o m o tales, tanto el arte, co rn o la c ie n c ia y la in gen ie ría se usa n p a r a e n te n d er los c a m i n o s del a g u a e n el c ic lo h id ro ló g ic o . T o d a v í a hay m u c h o s aspectos no c u a n t i f i c a d o s , e s p e c i a l m e n t e c u a n d o l le v a m o s la h id ro lo g ía h a c i a la m e te o ro lo g ía y h a c i a los estu d io s del clim a. E ste c ap ítu lo d e s c r i b e el ciclo h i d r o ló g i c o y sus c o m p o n e n t e s así c o m o el c ic lo d e e nergía. E x p l i c a las d ife re n c ia s e n tre infiltració n y e sc o rre n tía s u p e r f i cial. D efine la e v a p o r a c i ó n y m u e s t r a c ó m o c u a n tifíc a r la e n u n p u n to del t erre n o . E ste capítulo t a m b i é n e x a m i n a p o r q u é n u e s t r a falta d e c o m p r e n s i ó n de la e v a p o ra ció n, e s p e c i a l m e n t e a e s c a l a re g io n a l, es la co n ex ió n q u e fa lta para c e rr a r el b a la n c e de a g u a e n el ciclo h id ro ló g ic o . E x p li c a el b a l a n c e h id ráu lico p a r a las c u e n c a s , r e v is a n d o h ie t ó g r a f o s e h id ró g ra f o s. E x a m i n a las r e la c i o n e s llu v ia -e s c o rrentía pa ra c a u d a l e s d e in u n d a c i o n e s y b a jo s c au d a le s. E x a m i n a la in flu e n cia de l a urb a n iz a c ió n e n la s r e sp u e s ta s h id r o ló g ic a s . In tr o d u c e b r e v e m e n t e al e s t u d ia n te e n la física d e l c ic lo d e e n ergía. L a se c c i ó n final d e l c a p í t u lo a tiend e a los c o n c e p to s físic o y q u í m i c o del a g u a su b te rrá n e a . Al fin a l d e este c ap ítu lo se e s p e ra que el a l u m n o t e n d r á un c o n o c i m i e n t o i n tr o d u c to rio a nivel c u alita tiv o y c uantita tivo d e la f í s i c a del a g u a en el c ic lo h id ro ló g ic o y t a m b i é n del c ic lo d e e n e r g í a del sol.
4.2.
CICLO HIDROLÓGICO
E l ciclo h i d r o ló g i c o es fu n d a m e n ta l en h id ro lo g ía . E s u n p r o c e s o c o n tin u o sin p r in c ip io ni final. S e r e p r e s e n t a e s q u e m á ti c a m e n te en l a F i g u r a 4.1. E l a g u a se evapora de lo s o c é a n o s de la tierra y d e o tras m a s a s de a g u a , y en m e n o r m e d i d a d e la su perficie terre stre. H a y a p r o x i m a d a m e n t e siete v e c e s m á s e v a p o r a c ió n d e s d e ¡os oc éa n o s q u e d e s d e la s u p e r fic ie terre stre. R e c u é r d e s e q u e la su p e rficie d e io s oc éa n os es 2,5 v e c e s m a y o r q u e la s u p e r f ic ie terrestre. E l a g u a e v a p o r a d a o v a p o r de a g u a se e l e v a h a c i a la a t m ó s f e r a h a s ta que las b a ja s te m p e ra tu ra s en a ltu ra la h a c e n c o n d e n s a r y lu e g o p re c ip ita r g e n e r a lm e n te en fo r m a de Uuvia, a u n q u e otras v e c e s c o m o n iev e . E sto ú ltim o o c u r re en las a lt u r a s d e m o n ta ñ a o e n l a t e m p o r a d a fría. E l b a la n c e h id r á u l i c o m e d i o anual c o n j u n t o relativo a 100 u n i d a d e s de p r e c i p it a c i ó n s o b r e la tierra se d e s c rib e e n el d i a g r a m a del b a l a n c e h id r á u lic o de la F i g u r a 4.2. E n la F i g u r a 4 .3 a p are ce un d i a g r a m a de flujo de u n a sim u la c ió n de c ic l o h id r o ló g ic o . L a F ig u ra 4 .2 e s u n a f o r m a s i m p li f i c a d a d e m o s t r a r el c i c l o h id ro ló g ic o , p e r o e l objetivo es c u a n t i ta ti v o , m ie n t r a s la F i g u r a 4.1 es c u a lita tiv a . E l b a la n c e d e m a t e ri a de la F i g u r a 4 .2 e stá b a s a d o en la c o n s e rv a c ió n d e la m a s a . L a s c u atro
C O N C EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
201
Figura 4.1. Ciclo h idroló gico con el balance h idroló gico m e d io anual global en u n id a d e s relativas a un v a lo r de 100 para la tasa de precipitación s o b re la tierra (adaptado de C h o w et al., 1988).
su b r e g io n e s d e la F ig u ra 4.2 e stán n u m é r i c a m e n t e en e q u ilib rio en sí m is m a s o to m a d a s c o m o el con jun to d e las cuatro. P o r e je m p lo , el e q u ilib r io del « b a la n c e de los o c é a n o s » se satisface m e d i a n te d os e n tr a d a s c o r re s p o n d ie n te s a la p re cipi-
''N u b e s s o b re N 39 J o s océanos . - - - '''N u b e s p e rd id a s h a c ia la tie rra E v a p o ra c ió n de lo s o c é a n o s 424
424
Figura 4.2.
P re c ip ita c ió n Y a lo s o c é a n o s 385
385
39 , N ubes g an ad aV p a ra ta tie rra P re c ip ita c ió n a ta tie rra
E v a p o ra c ió n s o b r e la tie rra
'
100
61
Balance de materia sobre aspectos del ciclo hidrológico.
202
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Figura 4.3.
C o m p o n e n t e s del ciclo h id r o ló g ic o (adaptado de Bedient y H lí ber, 1988, p. 55, © 1988 p o r A d d i s o n - W e s l e y P u b lis h in g C o m p a n y , Inc. R e p ro d u c i d o con p e r m is o de la editorial).
tac ió n m á s el flujo d e s d e tierra, y c u y a s u m a es igual a u n a s a l i d a d e b id a a la e v a p o r a c ió n , es d e cir P a r a la m a s a d e tierra
E n tra d a ± v a r ia c i o n e s e n el a l m a c e n a m i e n t o = salid a
P a r a los o c é a n o s
P re c ip itac ió n + flu jo de sd e t ie rr a = e v a p o r a c i ó n
L a s T a b l a s 4.1 y 4 .2 m u e s t r a n la d i s t r ib u c i ó n de los re c u r s o s h i d r á u l i c o s de la tierra. L o s o c é a n o s c o n t i e n e n el 96,5 p o r 1 0 0 d e tod a el a g u a m ie n t r a s q u e los ríos o c u p a n sólo el 0 , 0 0 0 2 p o r 100. El g ra n a l m a c é n de a g u a d u l c e u t il i z a b l e está en el a g u a s u b t e r r á n e a c o n el 3 0 ,1 p o r 100, m i e n t r a s la h u m e d a d del s u e l o a lm a c e n a un 0,05 p o r 100, o sea 2 5 0 v e c e s la de los ríos. L a c o m p r e n s i ó n de l c i c l o h id r o ló g ic o e n l o q u e se r e f i e r a a la p re cip ita ció n so b re el t e r r e n o es u n a n e c e s i d a d p a r a m u c h o s p ro fe s i o n a l e s — y a s e a u n i n g e n i e ro d i s e ñ a n d o u n su m i n is tr o d e agua, u n a g r i c u l t o r d i s e ñ a n d o u n s i s t e m a de riego, u n b ió lo g o de a g u a d u l c e in v e s tig a n d o la a d e c u a c i ó n de lo s c u r s o s fluviales p a r a h á bita ts d e p e sq u e ría s, u n industrial e x t r a y e n d o a g u a o d e s c a r g a n d o vertidos lí q u id o s o u n m e t e o r ó l o g o p r e v ie n d o los m o d e l o s del c lim a. L o q u e resulta de l m á x i m o in te rés pr á c tic o , p o r tanto, es lo q u e s u c e d e a l a p r e c i p it a c i ó n caída al
C O N C E PTO S DE H ID R O L O G ÍA
Tabla 4.1.
Cantidades de agua estim adas en el mundo
Area(106km2)
Zona Oceános Aguas subterráneas Agua dulce Agua salada Suelo húmedo Hielo polar Otros hielos y nieves Lagos Agua dulce Agua salada Pantanos Ríos Agua biológica Agua atmosférica Agua total Agua dulce
203
36,31
.‘
Volumen (k n r) 1.338.000.000
Agua total Agua dulce % :%'
3.000-30.000 años
96,5
134,3 I34,S 82.0 16,0 0,3
10.530.000 12.870.000 16.500 24.023.500 340.600
0,76 0,93 0,0012 1,7 0,025
1.2 0,8 2,7 14S.S 510,0 51,0,0 510,0 148,3
91,000 85.400 11.470 2.120 1.120 12.900 1.385.9S4.610 35.029.210
0,007 0,006 0,0008 0,0002 0,0001 0,001 100,0 2,5
Tasas de cambio
30,1
Días a 1.000 años
0,05 68,6 1,0
2-52 semanas 1-16.000 anos
0,26
1-100 años 10-1.000 años
0,03 ■0,006 0.003 0,04
10-30 días 7 días S-1U días 2.800 años
100,0
Adaptado de UNESCO, 197S.
terreno en la m esoescala de una cuenca o región, m ás que el b a la n c e global" anual. El m eteorólogo tiene interés en el ciclo h idrológico a una e sc a la m ayor, a veces global. L a precipitación puede ser interceptada por la v eg eta ció n , ya sea hierba, cultivos o arbolado. Intercepción es la evaporación de agua d e sd e la cara externa de las hojas durante y después de la lluvia. T ranspiración es la evapora ción de agua a través del follaje. A lgo de agua puede alojarse en la sup erficie del suelo y quedar retenida en depresiones. A esto se le llam a alm acen am ien to en
Tabla 4.2.
Balance h i d r o l ó g i c o g l o b a l a n u a l
Área (km:)
Océano
Tierra
361.300.000
14S.SOO.OOO
Precipitación
(km-Vaño) (mm/año)
458.000 1.270
119.000 800
Evaporación
(kvn’/año) (mm/año)
505.000 1.400
72.000 4S4
Escorrentía al océano Ríos Aguas subterráneas Total esconentías
(kmVaiio) (knr’/año) (knr’/año) (mm/año)
Adaptado de UNESCO, 1978.
2 Global se entiende aquí como mundial.
44.700 2.200 47.000 316
2C4
IN G EN IER ÍA A M B IEN TA L.
lagunas o lagunaje. A lg o de ag u a puede flu ir sobre el terreno y eventualm ente llegar a un curso de agua o río y ser d escargada com o escorrentía superficial. Puede infiltrarse en el terreno y después flu ir hcrizontalm ente com o interflujo. Puede percolar a través de la cap a m ás profunda de terreno hasta la zona de agua subterránea y recarg ar los acuíferos. U n volum en significativo de la precipitación puede volver a la atm ósfera m ed ian te la evaporaciS.i desde las m asas de agua y de !a evapotr(inspiración desde las superficies vegetales. L a ex ten sió n de esta últim a depende de m uchos facto res, incluyendo el clim a, el tipo de vegetación superficial, la cantidad de lluvia y la intensidad de la m ism a. En general, de 100 unidades de lluvia que caen en la h ierb a en zonas m oderadas, de 1 0 a 2 0 unidades van a! subsuelo, de 20 a 40 unidades evapotranspiran, y de 40 a 7 0 unidades se convierten en escorrentía. En zonas áridas y sem iáridas, con p o ca precipitación, puede que no se expt.i,..._ ,(on todos los fenóm enos anteriores, ya que en el ciclo hidrológico tiende a d om inar la alta evaporación. L a form a en que la p recipitación se distribuye espacialm ente depende del clim a, del suelo, de la geología, la topografía y el uso del terreno. P o r ejem plo, si una m atriz de vegetación de suelo está saturada de agua de una to rm en ta previa, un nuevo episodio de lluvia p u e d e llegar a distribuirse sólo en escorrentía (vía flujo sobre el terreno) sin evaporación, infiltración, o percolación. A lternativa m ente, si una m atriz de terreno es m uy seca con un nivel freático b ajo, un episo dio de precipitación puede distrib u irse a in filtración seguida d e percolación a agua subterránea, sin ninguna can tid ad de flujo superficial. P o r tanto, para ser capaz de cuantificar la d istribución de p recipitación, se requiere u n conocim iento del suelo y de la respu esta del suelo al agua.
4.3. BALANCE HIDROLÓGICO El balance hidrológico o b alan ce de agua es la contabilidad del agua para una determ inada cuenca, u n a reg ió n o incluso la tierra en su conjunto. C om o se ha visto en lassecciones p recedentes, el ciclo h idrológico considera todos los fenó m enos de las fases del agua en u n a descripción cualitativa. El b alan ce hidrológico es la contabilidad cuantitativa del ciclo hidrológico. L a aportación al ciclo es la precipitación, sea com o lluvia, n iev e o aguanieve. L a precipitación se distribuye com o escorrentía superficial, evaporación, in filtración a la zona no saturada, cam bios en el alm acenam iento, y percolación pro fu n d a a las zonas saturadas. La ecuación p ara el balance hidrológico, que es la conservación de masa en un sistem a hidrológico acotado o prom edio, ya sea a escala regional o de cuenca, es P =R +E±AS±AG donde
P = p recip itació n , m m /día R = escorrentía E = evaporación AS = cam bio en el n ivel de hum ed ad del suelo AG = cam bio en el n ivel de agua subterránea
(4.1)
C O N C E PT O S D E H ID R O LO G ÍA
205
L a Ecuación (4.1) supone que no h a y «flujo» entre cuencas. A sí com o esto es co n ecto para ag u a superficial, no sie m p re es posible v erificar que hay flujo cero en las regiones d e l subsuelo entre co n to rn o s de las cuencas, es decir, no in terfiu jo. Si la E cuación (4.1) se prom edia a lo largo del ciclo hidrológico (en los clim as m oderados n órd ico s esto es típ icam en te del 1 de o ctu b re al 30 de septiem bre), puede no haber cam bios significativos en A S o A C. A sí que P = R +E
(4.2)
E = P - R
(4.3)
y así
L a Ecuación (4.3) se utiliza a m en u d o p ara determ inar la evaporación a p artir del balance hidroló g ico «anual» de sistem as cerrados. Los datos del balance hidrológico se necesitan para una m iríada de usos. Si se va a extraer ag u a desde masas su p erficiales para riego, energía hidráulica, re fri geración o necesidades industriales, no sólo es n ecesario entender los valores absolutos de la precipitación, ev ap o ració n y flujo superficial, sino tam bién sus tendencias en e l tiempo. Si se p rete n d e un cam b io de uso del terreno en una cuenca, puede alterarse el balance hidráulico. P o r ejem plo, esmuy probable, que una zona de p asto s, en un clim a m o d erad o , si se conv ierte en bosques, produciría un aum ento en la evaporación al m a d u ra r las p lantaciones. E sto se debe a las m ayores tasas d e transpiración de lo s árboles en relación con los pastos. E sto dejaría m enos a g u a de escorrentía, y sus usos hum anos y ecológicos pueden verse afectados. L a T a b la 4.3 relaciona lo s resultados del b alance hidráulico para n u m erosas cuencas e n el mundo y co n diversos usos del terreno (principalm ente bosques). Las p érd id as p o r ev ap o ració n (definidas co m o evap o ració n /p recip ita ción) varían del 15 por 100 para c u en cas de páram os altos en el R eino U nido a alrededor del 7 0 p o r 100 para cu en cas totalm ente arboladas. La T abla 4.4 m uestra el balance h id ro ló g ico de los continentes. Se aprecia que la pérdida de agua d e b i da a evaporación varía significativam ente entre alrededor de un 60 por 1 0 0 para Sudam érica al 93 p o r 100 para A ustralia.
4.4. BALANCE DE ENERGÍA • L a energía re c ib id a en la superficie de la tierra es toda esencialm ente radiación solar (de onda corta). Parte de esta energía se refleja desde la superficie de la tierra de vuelta h a c ia la atm ósfera, y parte penetra en la tierra. L a tierra tam bién re-irradia parte de la energía solar. A l igual que el balance hidrológico, el balance de energía es la contabilidad de la distribución de la radiación solar incidente de onda corta, a tra v é s de la atm ósfera y hasta la sup erficie terrestre, ya sea tierra u océanos (véase F ig . 4.4). El balan ce de energía tam bién tiene en cuenta la ra d ia ción terrestre de o n d a larga que sale de la superficie de la tierra. Esta se distribuye entre flujo de evaporación, flujo de calo r sensible, y em isión neta radiante p or la superficie. Lo que más interesa en hidrología es la radiación neta incidente en la
206
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 4.3.
Balances hidrológicos para diferentes usos del terreno
Autor
Locnl¡2 acion
Law ( lfí'ü) Í956-S lusúiuie of 1-íydvolngy
■;[' Hydrology Uoü-.i) Institute of Hydroiogy 195.5-70 Law (]95ó)
Lnw f ' 956) y Calüer et (¡9.12)
al.
Law (1956) y Caider et (1982)
al.
Caspary (¡990)
Muihüllund e i
al.
Black Foiest
(199))
Fairell 11991)
Bishop (1991) Cooper (1980) Shui!ewovi!\ (19SS) Kirby t í ai. (1991)
Kirby
el al.
(1991)
FRJ New Zcaland (19S0) McBonnel] (1990) Pearte et al. (]976) Fahey, Waison
Stocks Rcservoir fUK) Stocks Rescrvoir (450 nv) Stocks Reservoir (37,5 km2) Stocks Ráscrvoir (10,6 km3) Stocks Rescrvoir (UK) Siccks Rcscrvoir (UK) Stocks Reservoir
Walker branch, Tennessee Ballvhoolcy, N. Cork, Irlanda Loch Flcet, Scotland Thctíord, East Angliü Amazonia Wye, Plynlimon, Severa Piynlimon, Walcs (1977) Mamai, New Zeuland Big Bush New Zealand New Zcaland
Uso de • .la tierra
■
Lluvia anual P (mm) 1
Escorrentía Q. (nini);
Pérdidas por evaporación total ; . (mm)
■ Pérdidas {% ).
Bosques coniferos 100% 100% bosque
984
273
711
72
1.4%
555
953
. 64
22 % busque
1.662
1.204
70 % bosque
1.544
1.049
495
22
Pasto, páramo
1J 35
717
42 J
37
467 (PET)
.28
520 (PET)
31
4S4
466
49
200
400
67
350
250
41
728
672
4S
446
44
460
21
Hierba, 1.702 regada con llsímetro Brezo, 1.702 regado con lisímetro Abeto de Epoca Noruega, luiente 950 100% bosque Época de crecimiento _ (1975) 600 Epoca de crecimiento (1985) 600 100% 1.400 perecedero
454
27
100% bosque
1.022
Pasto, páramo 100% bosque
2.200
—
430
67
100^ bosques
2.¿y3
—
1.393
53
Pasio, páramo
2.394
2.04]
353
15
68 % bosque
2.620
1.820
770
30
100% hayedo
2.600
1.S20
770
30
100% hayedo
1.500
600
800
54
Pastos de Tussock, pinar
1.150 1.150
620 500
530 650
46 57
640
(precipitación no interceptada) 576 1.740
CONCEPTOS DE
Tabia 4.4.
Balances hidrológicos de continentes* Área (10* km 2)
/1:3 Continente
207
H ID R O L O G ÍA
P (m m /año)
E vapotranspirarión (mm/año)
E scorrentía (mm/año)
Europa
10,0
657
375
282
Asia
44,1
696
420
276
África
29,8
695
5S2
114
7,6
447
420
27
Norteamérica
24,1
645
403
242
Sudamérica
17,9
1.564
946
61S
A.mártida
14,1
169
2S
141
MS,9
746
4S0
266
Australia
Tierra toial
* Datos de Baumgarlner y Reiche] (1975).
superficie terrestre y la su bsiguiente partición de esta energía (m edida en W /n r ) en evaporación, calor sensible y calor absorbido p o r el sucio. L a cantidad de energía radian te restante en la superficie terrestre se denom ina radiación Radiación solar (onda corla)
Radiación terrestre (onda larga)
Reflejada A 16
Hedispersión / por aire / [76) ■ \
Reflexión por la? nubes
Ü 1/í1r" w “S •o o
Reflexión por ia superficie
I 5
Absorción por ía superficie
(Calentamiento (Evaporación) del aire Flujo neto de calor latente
I46] Calentamiento do a superficie ->•
Figura 4.4. Balance de energía glob al medio para el sistem a tierra-atmósfera. Los núm eros indican los flujos relativos de energía; 100 unidades so n iguales a la constante solar 1.367 W /m 2. Modificado de Shuttleworth (1991) y D in gm a n (1994).
208
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
neta, J?„, típicam ente en unidades de W /n r , y se m ide p o r un instrum ento sencillo llam ado radióm etro neto. P ara un sistem a sencillo aco ta d o , ei balance de en erg ía se expresa com o
R„ = L E + H + G + PS + M donde
R„ L E H
(4.4)
= flujo específico de radiación in cid en te neta, W /m 2 = calor latente de evaporación = evaporación = flujo específico de calor sensible a la atm ósfera (la energía en W /m 2 u tilizada para ca le n ta r el aire am biente)
G = flu jo específico de calor h acia o d esd e el suelo
P S - energía de fotosíntesis fijada por las plan tas M = energ ía para la resp iració n y alm acen am ien to de calor en un cobertizo de cosecha Sim plificando, al despreciar P S y M , entonces
Rn= L E + H + G
(4.5)
Igual que las E cuacion es (4.1) a (4.3), las E cuaciones (4.4) y (4.5) pueden ap li carse bien a u na so la planta o a un cam po de cultivo, u n a cuenca, una reg ió n , o a escala global. E n cu alq u ier sistem a dado, la conexión en tre elbalance de ag u a y el balance de en erg ía es la ev ap o ració n . L a m ayor p a rte de la rad iació n srla r incidente n eta se absorbe ce rc a de la superficie de la tie rra y se conv ierte en energía interna, ya sea com o rad iació n reflejada en o n d a larg a, evaporación, c o n ducción de calo r h acia el in terio r del terreno o co n d u cció n térm ica ascen d en te y convección de c alo r sensible (B rutsaert, 1982). Un parám etro útil derivado d e la E cuación (4.5) es la relación de B ow en
H Bo = — LE
(4.6)
que es una relació n entre el flujo de calor sensible y la tasa de evaporación. Por ejem plo, en regiones áridas, S o es >1, ya que la ev ap o ració n está lim itada p o r los escasos recursos hidráulicos. E n las áreas tropicales, h ú m ed as y cálidas, Bo < 1. Se ' oden en co n trar m ás detalles en B ru tsaert (1982) y R o sen b erg et al. (1983). Las estim aciones del b alance en erg ético m edio global d e B rutsaert (1982) apa recen en la T a b la 4.5. P ara la su p erficie terrestre g lo b a l, se ve que, d e las 50 kcal/cm 2 año de radiación n eta, ap roxim adam ente 25 u n id ad es se van a ev a poración y 25 van a flujo de calo r sensible. E sto se co rresp o n d e con los v alo res de evaporación para determ inadas cuencas en la Tabla 4.4. E n el caso del balan ce de energía oceánico, ap ro x im ad am en te un 85 p o r 100 de la ra d ia c ió n n e ta se dedica a evaporación. P o r tanto en estas tablas se ve que la ev ap o ració n ju e g a un papel
CONCEPTO S D E HID RO LO G ÍA
Tabla 4.5.
Estim aciones del balance energético global medio en la superfi cie de la tierra en kcal/cm2 año ■—
'
209
T ierra
Global
Océanos
Referencia
.
II
K , ‘ ' LE
25
24
S2
74
S
50
28
22
81
69
49
27
22
91
S2
R,
LE
Budyko (1974)
49
Baumaartner y Reichel (1975) Korzun et al. (197S)
H
LE '
11
72
6U
12
12
72
57
15
9
79
67
12
principal en el balan ce de agua y en erg ía del globo, y m ás aun, en el b alan ce hidrológico de la superficie terrestre.
4.5.
PRECIPITACIÓN
La precipitación en form a de lluvia, g ranizo o nieve es una entrada al ciclo h id ro lógico. Si estam os interesados en predecir o evaluar la resp u esta hidrológica n e cesitam os ser capaces de determ inar la cantidad, intensidad y duración de la p re cipitación, sobre una base espacial y tem poral. En la S ecció n 4.14 discutirem os los aspectos de calidad del agua de lluvia. L a precipitación tiene lugar cuando el aire se eleva, se expande (al enfriarse) y se enfría lo suficiente p a ra que el v ap o r de agua en el aire alcance el p u n to de condensación. L a atm ósfera es rica en n úcleos, principalm ente partículas de su e lo/arcilla, productos residuales de hidrocarburos, sales m arinas, etc., con unas características de tam año m ayores de aproxim adam ente 0,1 /u n . A dicionalm enle, para que la precipitación tenga lugar, tam bién debe haber: 1.
2.
P resencia de núcleos de condensación en los que p ueda iniciarse la p ro pia condensación. E n ausencia de aquellos, el aire p u ed e llegar a sobresaturarse. Estas gotas condensadas no deben evaporarse cuan d o atraviesen aire m ás seco y deben ser de tam año suficiente para caer lib rem en te bajo fu erza de gravedad hacia la superficie de la tierra. Si las gotas son muy p equeñas, pueden ten er una velocidad de «sedim entación» o de caída inadecuada para lleg ar a la tierra.
L as gotas de lluvia aum entan su tam año bien por coalescen cia (líquido a líquido) produciendo la lluvia o cuando los sólidos se agregan con sólidos co m o en el caso de la nieve. U na fase interm edia de agregación de sólido con líquido produce granizo; B ras (1990) identificó las form as de precipitación de lluvia, com o aparece en la Tabla 4.6. L a precipitación en form a de lluvia tiene una gran variabilidad espacial desde torm entas locales con aparato eléctrico sobre un área tan pequeña como 5 k m 2 a una torm enta sinóptica que se produce sobre áreas de h asta 250.000 k m 2. L a
210
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 4.S.
Formas de precipitación ....... T am año
Descripción
N om bre
< 1 mm/h
Llovizna Lluvia
•
0,1-0,5 inm >0,5 mm
Ligera <2,5 mm/h Moderada 2,5-7,5 mm/h Fuerte >7,5 mm/h
Adaptado de Bras, 3990.
T abla 4.7 describe las características espaciales de las torm entas generales. En general, las torm entas celu lares se producen durante los p erío d o s cálidos (pero no exclusivam ente). Se pueden encontrar detalles de la física de la llu v ia en m uchos libros, incluidos los de B ras (1990) y E agleson (1970).
4.5.1.
M edida de la precipitación
L os tres m odos de determ in ar la m agnitud de la lluvia, esp acial y tem poralm ente, son: 0 Pluvióm etros 8 R adar 8 D etección rem ota p o r satélite La form a tradicional de m edida era u sar u n a red de plu v ióm etros que se leían de form a m anual diariam ente, y esto daba la precipitación diaria en un determ ina do punto del espacio. H oy día, los pluvióm etros son pred o m in an tem en te registra dores en continuo, conectad o s con sistem as electrónicos de adquisición de datos. T ípicam ente, estos aparatos registrarán la lluvia en un p u n to p a ra u n a determ ina da m agnitud, por ejem plo, en increm entos de 0,2 mm. E l m ecanism o puede ser un recipiente con goteo, de capacidad 0,2 m m y cada v ez que caen 0,2 mm , se registra la h o ra de com ienzo y final. Se pued en hacer análisis de Jos registros para la precipitación horaria, d ia ria o sem anal. Si un área g eo g ráfica tiene suficiente núm ero de pluvióm etros, se pueden d eterm in ar las d istribuciones espacial y temTabla 4.7. . ... N om bre .
.
Sinóptica M esoescila grande Mesoescala pequeña Celular A daptado de B ras, 1990.
Características de las tormentas generales Tam año (km 2)
Intensidad (mm/li)
D uración .
25.000-250.000
0,2-2
Pocos días .
2.300-4.600
1-3
100-400
2-5
<3 h
<10
>5
Minutos
<12 h
210
IN G EN IER ÍA AiMBIENTAL
Tabla 4.6. N o m b re
Formas de precipitación D escripción
T am año
< t mm/h
0,1 -0,5 m m
Llovizna
>0,5 m m
Ligera <2,5 mm/h M oderada 2,5-7,5 mm/h Fuerte >7,5 mm/h
Lluvia
Adaptado de. B ras, ]990.
T abla 4.7 describe las características espaciales de las torm entas generales. En general, las torm entas celulares se producen durante los períodos cálidos (pero no exclusivam ente). Se pueden en co n trar detalles de la física de la llu v ia en m uchos libros, incluidos los de Bras (1990) y E agleson (1970).
4.5.1.
Medida de la precipitación
Los tres m odos de determ inar la m agnitud de la lluvia, espacial y tem poralm ente, son: ® Pluvióm etros • Radar • D etección rem ota por satélite La form a tradicional de m ed id a era usar u n a red de pluvióm etros que se leían de form a m anual diariam ente, y esto daba la precipitación diaria en un determ ina do punto del espacio. H oy día, los pluvióm etros son p redom inantem ente registra dores en continuo, conectados con sistem as electrónicos de adquisición de datos. Típicam ente, estos aparatos registrarán la lluvia en un punto para u n a determ ina da m agnitud, p o r ejem plo, en increm entos de 0,2 m m . E l m ecanism o puede ser un recipiente con goteo, de capacidad 0 , 2 m m y cad a vez que caen 0 , 2 mm, se registra la hora de com ienzo y final. Se pueden hacer análisis de los reg istro s para la precipitación horaria, d iaria o sem anal. Si un área geográfica tiene suficiente núm ero de pluvióm etros, se pueden determ inar las distribuciones esp acial y temTabla 4.7. -N o m b re Sinóptica M esoescala grande M esoescala pequeña Celular Adaptado de Bras, 1990.
Características de las torm entas generales T a m a ñ o (km 2)
In te n s id a d
D u ra c ió n
25.000-250.000
0,2-2
P ocos días .
2.300-4.600
1-3
<1.2 h
100-400
2-5
<3 h
<10
>5
M inutos
212
IN G EN IER ÍA A iM BIEN TA L
que incluyen la ev aporació n de la llu v ia que cae y la distorsión del cam po de precipitación por los v ien to s a alturas m enores que las nubes, no se p u ed e obtener una im agen precisa de la precipitación. A unque la m agnitud p recisa de las esti m aciones de lluvia del rad ar puede tener un error de factores 0,5 a 2 ,0 , el radar sí que da una buena im ag en de la extensión superficial de la precipitación. El estu diante puede consultar B ras (1990) y C üuinge y K irby (1987) p a ra m ás detalles sobre radar para lluvia. L as observaciones p o r satélite pueden sum inistrar inform ación so b re la distri bución superficial de la precip itació n operando sobre el principio de que la at m ósfera transm ite selectiv am en te rad iad '.'., a varias longitudes de onda, y más particularm ente en las longitudes de onda visible e infrarrojo térm ico. Las longi tudes de onda visibles son del orden de 0,77 a 0,91 ¡.im (Bras, 1990) y dan infor m ación de la distribu ció n de nubes, y p or tanto de posibles áreas d e lluvia. Las longitudes de onda d e infrarrojo, de 8 a 9,2 /.im y de 17,0 a 22,0 /o n (véase el espectro electrom agnético en el C apítulo 8 ), pueden usarse para lo calizar las nu bes altas y sus células de precipitación convectiva asociadas. En E stad o s U nidos los satélites de órbita p o la r p roporcionan dos pasos diarios de v isib le y uno de infrarrojo y los satélites g eo estacionarios p roporcionan im ágenes a intervalos de m edia hora (D ingm an, 1994). L os beneficios m ás obvios de las im ágenes de satélites son para las zonas de p o ca población, d onde no hay p luvióm etros ni rad ar disponibles y esp ecialm en te las islas lejanas, p or ejem plo, el P acífico Sur.
4.5.2.
Análisis de la precipitación
L os resultados del análisis de precipitación incluyen la d eterm in ació n de: ° Precipitación p o r áreas • A nálisis altura-área-d u ració n • Frecuencia de precip itació n ® A nálisis de in tensid ad -d u ració n -frecu sn cia ° V alores extrem os de la precipitación D e te rm in a c ió n d e la p re c ip ita c ió n p o r á re a s a p a r t ir de m e d id a s p u n tu a le s. L a precipitació n m edia p or áreas de un episodio de to rm en ta es
(4.7) Ja
y la precipitación m ed ia superficial pro m ed iad a en el tiem po es
„
=
11£ f 1 A
,
p ( .x ,t,) d x
(4.8)
i= I J A
donde p (x ) es una fu n c ió n que describe la acum ulación total de p recip itació n en todos los puntos x¡ en la cu enca, y p (x , t¡) describe la p recip itació n total en x y
C O NC EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
213
tiem po A es el área de la cuenca, y T es el periodo tolal de la torm enta. Se utilizan varios m étodos para determ inar la m edia superficial de precipitación en una torm enta, incluyendo la m ed ia aritm ética, el polígono de T hiessen, el m é todos de isoietas, el m étodo hipsom étrico y el m étodo m ulticuadrático (Shaw , 1994). E l uso de estos m étodos q u ed a m ejor ilustrado m ediante ejem plos. E je m p lo 4.1. L a cuenca m o strad a en la F ig u ra 4.6 tiene seis pluvióm etros que registraron las intensidades de u n a torm enta com o se ilustra en la colum na 2 . Dos de los p luvióm etros están fu era de la divisoria de cuenca. D eterm inar la precipitación superficial u tilizando el m étodo d el polígono de T hiessen.
C u e n c a alta
P lu v ió m e tr o s
1 2 3 A 5
6
P r e c ip ita c ió n P¡ • - - (m m )
' P eso de T h ie s s e n íú¡
45 39 32 34 27 48
0,2 8 0 0,1 3 5 0,275 0,1 9 0 0 ,0 2 5 0,0 9 5
12,6 5,3
8,8 6,5 0,7 4,6 TOTAL
Figura 4.6.
6 L ñ 1=1
38,5
Determ inación de la precipitación media superficial por el polí go n o de Thiessen.
r
214
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Solución: P aso 1. U nir con lín e a s discontinuas cada uno de los seis pluv ió m etros se gún se m u estra, 1 a 6 , 1 a 3, 1 a 2, 1 a 5, 6 a 3, 3 a 4, 4 a 5, 5 a 2, 3 a 2 , etc. P aso 2. D ibujar las bisectrices ortogonales a estas líneas, p o r ejem plo, A B es la b is e c triz de 1 a 6 , A C es la bisectriz de 3 a 6 , etc. P aso 3. Id entificar las áreas que contribuyen a cada pluvióm etro. El área B A C d en tro d e la cuenca se atribuye a al pluvióm etro 6 . E l área de la cuenca rodead a por G E F se atribuye al p lu v ió m etro 4. Estas áreas se d iv id en por la sup erficie total de la cuenca y qued an defini das com o los pesos de T hiessen en la colum na 3. Paso 4. L a p recip itació n superficial total se calcula de las contribuciones prom ediadas de cada pluvióm etro com o aparece en la colum na 4. Por tanto,
P - 38,5 m m r O tro m étodo com ún p a ra la determ inación de la precipitación superficial es el ' m étodo de isoietas. E l m ap a de isoietas de una cuenca m uestra los contornos de la precipitación. É stos p o d rían com ponerse del E jem plo 4.1. Los contornos de la p recipitación, determ inados a partir de los pluvióm etros y del m apa d e contornos, ’ s s d ibujan en pequeños increm entos. L os pesos atribuidos a un in terv alo de co n to rno se denom inan w¡, en form a sim ilar a com o se asignaron pesos d e áreas en el r m étodo del polígono de T hiessen. D ependiendo del rango de valo res de la lluvia, ,]o s increm entos de co n to rn o pueden ex ced er o no al núm ero de pluvióm etros. Por ejem plo, en el E jem plo 4.1 con un rango de 27 a 4S m m , es d ecir de 21 mm, un 'in te rv a lo de precipitación de contorno p o d ría ser de, digam os, increm entos de 3 m m cada uno. El le c to r puede referirse a Shaw (1994) para m ás detalles. A n á lisis a ltu r a - á r e a - d u r a c ió n . A m edida que el área de una cuenca 'a u m e n ta , típicam ente la altura de la precipitación dism inuye y esto q ueda recogi d o en el Inform e de estu d io s de inundaciones del R eino U nido (N E R C , 1975) que u tiliza un factor de red u cció n superficial (A R F) para la precipitación. Para tor►m entas de corta du ració n , el A RF es significativo, ya que las torm entas cortas tam bién tienden a ex te n d e rse sobre áreas m ás pequeñas que las torm entas de m ay or duración. A m ed id a que aum entan la altura y la duración, así aum enta la r precipitación m edia superficial. Para m u ch as aplicaciones de in g en iería am bien tal, es relevante saber la extensión su p erficial de una altura determ in ad a de p reci p it a c ió n y saber cóm o v aría la altura con el área. E sto se ilustra m ejo r con un r ejem plo. r
E je m p lo 4.2. D ete rm in a r la curva altura de p recipitación-área p ara la tor m en ta hipotética dad a e n la Fig. 4.7(a). Solución: L a T ab la 4.8 se calcula de la siguiente m anera: P aso 1.
r
Identificar las isoietas, com o se m uestra en la F ig u ra 4.7(a), y son las de 100, 90, 80, 70, 60 y 50 m m , de precipitación total. A sociar a
C O N C E PTO S DE H ID R O LO G ÍA
215
Esquem a de isoietas para un episodio individual de tormenta (en mm) (Ejemplo 4.2).
Figura 4.7(a).
S u p e rfic ie (k m 2)
Figura 4.7(b).
Paso 2. Paso 3. Paso 4. Paso 5.
Análisis de la altura-superficie de precipitación (Ejemplo 4.2).
cad a intervalo su área de cuenca contribuyente y entrarla en la c o lum na 2 de Ja T ab la 4.8. Identificar el área entre isoietas com o colum na 3 y la lluvia m edia entre isoietas com o colum na 4. El volum en de lluvia entre isoietas es el producto de las colum nas 3 y 4 y entra en la colum na 5. La colum na 6 es la lluvia acum ulada. L a colum na 7 es la lluvia por superficie que es la colum na 6 d iv id i da p o r la colum na 2 . A hora se dibuja la colum na 4.'7(b) con la colum na 7 com o ord en ad a y la colum na 2 com o abcisa. Se suele hacer en escala logarítm ica p ara el e je x si el ran g o cubre varios órdenes de m agnitud. Se puede apreciar que a m edida que al área aum enta, la altura de lluvia d ism i nuye.
Los análisis altura-área de episodios individuales de torm enta se pueden e x tender a análisis altura-área-duración donde la duración típica es del o rd en de horas. E ste análisis es m ás d etallado y el le cto r puede con su ltar Sliaw (1994,
216
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
T a b la 4 .8 .
Isoieía . (mili)
100 90 80 70 60 50
C á l c u l o d e la a l t u r a - á r e a d e p r e c i p i t a c i ó n
Volumen de l.hivia Á rea to ta l.- Á rea e n tre : m edia entre lluvia entre :: isoietas cubierta" .isoietas --isoietas v i'O n n -^ W - - (loir) (1 (r[z m m 3) (rani) 15 30 55 90 150 230
15 15 25 35 60 80
105 95 85 75 65 55
1.575 1.425 2.125 2.625 3.900 4.400
Volumen v Lluvia acum ulado superficial . (mm) : m m 3) 1.575 ' 3.000 5.125 7.750 11.650 16.050
105 100 93 86 77 69
pág. 216) para un ejem plo detallado. L a F igura 4.8 rep resen ta un conjunto típico de curvas altura-área-duración p ara una to rm enta individual. Se ve q u e a m edida que la duración aum enta, tam bién lo hace la altura de la lluvia. L a F igura 4.8 se puede desarrollar p ara cualq u ier lo calidad con datos de lluvia. F re c u e n c ia d e la p re c ip ita c ió n . L a m ayoría de los p arám etros hidro ló g i cos, incluyendo las precipitación, escorrentía, evaporación, etc., son de form a característica series tem porales, es decir, sus m agnitudes varían con el tiem po. Pueden ser continuas com o el reg istro de la escorrentía (hidrógrafo) o posible m ente discretas com o el registro de llu v ia a lo largo de un período de tiem po con valores efectivos seguidos de lecturas cero (véase Fig. 4.5). L a determ inación de la frecuencia de un episodio de lluvia de una determ inada m agnitud es de especial interés para la ingeniería am biental. P o r ejem plo, necesitam os ser capaces de conocer si la m agnitud de u n a to rm en ta de 30 m m /h tie n e una frecuencia de una vez al año o u na vez en 50 años. E n otras palabras, necesitam o s ser capaces de establecer el periodo de retorno o frecuencia. E sta d eterm inación será más p reci sa si la extensión de los registros conocidos es larga. P o r ejem plo, si sabem os la
F ig ura 4.8.
C urvas de altura-superficie-duración de la precipitación (adapta do de Shaw , 1994).
CO NCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
217
precip itació n anual d u ran te 1 0 0 años, podem os, m ediante ia estadística, d eterm i nar y pronosticar m u c h a s propiedades a partir de este conjunto de datos. Por ejem plo, la Figura 4.9 (d e Shaw , 1994) m u estra las diferentes distribuciones e sta dísticas de los registros d iarios de lluvia para el R eino Unido. El registro diario (a) sigue la distribución d e tipo J (caída exponencial), m ientras que la lluvia m ensual (b) sigue la distribución norm al logarítm ica y la lluvia anual (c) sigue la d istribu ción norm al. D iferentes zo n as del globo e incluso diferentes localidades dentro del R ein o U nido pueden p resen tar distribuciones distintas a las de la F igura 4.9. A n á lis is in te n s id a d -d u ra c ió n -fre c u e n c ia . M uchos libros d e texto de h id ro logía detallan el análisis intensidad-duración-frecuencia (1DF). U na curva ID F conceptual es la m o strad a en la Figura 4.10. Un ju eg o de curvas diferentes p erte necen a distintas localidades. A m edida que aum enta la intensidad de la lluvia, su duración dism inuye, es d ecir / cc r 1. E sto se puede representar por 1=
c
(4.9)
D istrib u ció n J
o,0
4
B
12
16
20
24
2Bm m
(a) D iaria
(b) M e n su a l
20
3 00 400
600
800
1,000 m m
(c) A n u a l
F ig u ra 4.9. Frecuencias de lluvia diarias, m ensuales y anuales en el Reino U nid o (adaptado de S h a w , 1994. Reproducido con permiso de Chapm an and Hall).
218
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
D u ra c ió n r{h)
Figura 4.10.
donde
Esquem a de las relaciones frecuencla-intensldad-duración de las lluvias.
1 = intensid ad de lluvia, m m /h t = duración d e la torm enta (m in u horas) c, n = constan tes de la localidad
D illon (1954) derivó la sig u ien te ecuación p ara C ork, Irlanda, a p artir de datos de 35 años: rr
/i =
1 5 9
1/5
Ln3/5
4
(4.10)
t 3
donde Tp es el intervalo de recu rren cia en años, p o r ejem plo, 4, 10, 20, 30, etc. La ecuación histórica p a ra ID F en el R eino U nido es la de B ilham (1936) y nuevam ente p u b licada por la S ociedad M eteorológica del R U en 1962: l
/? = 25,41 —
\ 0.282
1
V48A7
donde
-2 ,5 4
(4.11)
R = altu ra de lluvia, mm t = du ració n de la lluvia, m in N = n ú m e ro de sucesos en 10 años
U na versión revisada de la ecuación de B ilham es la de H o lland (1967)
R = 2 5 ,4
f t Y — I \ 6 OA7
'3 ’ 8
( 4 .1 2 )
CONCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
219
Las ecuaciones anteriores se han utilizado en proyectos de ingeniería durante m uchos años p ara el diseño de saneam ientos. Sin em bargo, el concepto básico de ID F es obtener un a intensidad de lluvia de un solo valor para una cierta duración y frecuencia de torm enta. P or ejem plo, respecto al esquem a de la Figura 4.10, se ve que la torm enta de 60 m inutos con un período de retorno de 1 0 años tien e una intensidad de aproxim adam ente 50 m m /h. E sto supone que 1a torm enta produce una lluvia de intensidad uniform e. Es m uy poco probable que esto suceda en la realidad. El origen de ID F fue el de determ in ar una intensidad de lluvia u niform e para aplicarla en la form ula racional al determ inar la escorrentía Q = C IA donde
( 4 .1 3 )
O = escorrentía, m 3/s C - coeficiente de localidad I = intensidad de lluvia, mm /h A - área de la cuenca, km 2
Por tanto, las intensidades de lluvia ID F no representan la historia de tiem po real de la lluvia. T am poco la duración en las curvas ID F es la extensión real de la torm enta; m ás bien es un periodo de digam os 60 minutos, dentro de una torm enta m ás larga de cualquier duración durante la cual la intensidad m edia resulta ser el valor especificado (por ejem plo, 70 m m /h). D e hecho, las curvas ID F son contor nos suavizados y a m enos que un punto caig a exactam ente en la curva, es h ipoté tico. T radicionalm ente, las redes de saneam iento se diseñaban utilizando el m éto do racional para la escorrentía que p uede h aber utilizado curvas ID F p ara la in tensidad de la lluvia. A hora estos m éto d o s sólo se usan en el análisis y diseño prelim inares de saneam ientos. En p rim er lugar, es aconsejable utilizar datos rea les de lluvia basados en análisis de series tem porales — idealm ente datos de va rios años con intervalos de tiem po de al m enos de 15 m inutos y de 5 m inutos cuando sea posible. Estas hietógrafas de largo plazo se convierten a hidrógrafas utilizando una relación adecuada entre lluvia y escorrentía. Las hidrógrafas de largo plazo se encam inan a través de la red de saneam iento igual que una hidrógrafa de torm enta se encam ina a lo largo de un canal de río. V éase B edient y H uber (1988) para detalles sobre técnicas de encam inam iento de flujo. U no de los beneficios de utilizar datos reales de lluvia es que la hidrodinám ica del en cam in a m iento de saneam ientos puede acoplarse al m odelizado de la hidroquím ica. Se ha establecido que existe una correlación positiva entre los contam inantes en el sa neam iento y los caudales en el m ism o. E ste acoplam iento entre caudales reales y quím ica del agua introduce m ás p recisión en la predicción de los niveles de con tam inación que llegan a una planta de tratam iento de aguas residuales o los nive les que necesitan ser desviados sin tratar p o r un aliviadero a un río. El seguim ien to en tiempo real de los saneam ientos de superficie (quiere decirse de lluvia) y de suciedad ha avanzado recientem ente con la aplicación de la telem etría a las redes de alcantarillado.
220
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E je m p lo 4.3. Se le p ide que diseñe un sistem a de saneam iento urbano para un periodo de retorno de 10 años, con una duración de lluvias de 2 h o ras. C alcular la intensidad de lluvias qu e debe utilizarse en el consiguiente d iseñ o del alcanta rillado, m ediante las ecuacion es de D illon, B ilham y H olland. (Los detalles de un m étodo m anual de diseño de saneam iento aparecen en el C apítulo 12.) Solución: E cuación de D illon
1 = 152,4T^,s t
3 /5
=
= 152,4 x 10 1 ' 5 x 120 '
V 5
= 13,7 mm /h
E cuación de B ilham
- 2,54 = 30,3 m rn/2 h = = 15,15 m m /h
E cuación de H olland R = 25,4 120
60 x
= 31,7 ra m /2 h = 15,85 mm/h 1
Es im portante señalar que las ecuaciones de B ilh am y H olland son de aplicación sólo en el R eino U nido e incluso se pued en m ejo rar los resultados si se dispone de datos locales. E je m p lo 4.4, D eterm in ar las alturas de llu v ia (y la intensidad m m /h) para duraciones de torm enta de 1, 6 y 24 h con p erío d o s de retorno d e 2, 5, 10 y 25 años a p artir de la serie anual m áxim a dada en la T ab la 4.9. Solución: P aso 1. P aso 2.
O rdenar los datos com o aparecen en la Tabla 4.10 d esd e el m ás alto al m ás b ajo p ara cada duración (c o lu m n a 1 ). E stim ar el cuantil, q, p a ra cada v alo r de m
P aso 3.
donde m es el rango y N es el total de la m uestra (N - 15). El cuantil estim ado, q, es la p robabilidad de sobrepaso y se p u ed e representar en un papel log-lo g com o aparece en la Figura 4.11. L a p ro babilidad de sobrepaso del 10 p o r 100 co rresp o n d e a un p e ríodo de retorno de 10 años, la de 4 p o r 100 corresponde al año 25 y al de 20 por 100 al año 4.
CONCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
Tabla 4.9. ' Año
:■ " 7 '''
Paso 4.
Paso 5.
Máxim as anuales para 1965-1979
1h i - ■ • .mui.
1965 1966 1967 1968 1969 1970 1971 1972 1973 1974 1975 1976 1977 197S 1979
221
: ■ ... .
. _ ; ...... 6 li ■ min
24 18 16 25 19 14 17 20 12 IS 19 15 16 21. 23
........
........
36 29 26 35 26 22 27 22 31 25 33 28 26 31 36
24 h nuil 52 38 44 49 44 48 34 38 42 39 46 39 34 45 42
D e la Fig. 4.11, se prepara la T abla 4.11. É sta dice cjlic el q u in to año, la lluvia de 1 h es de 18 m m o que el año 50, la lluvia de 24 h es de 53 mm. L a Figu ra 4.12 es otra form a de presentar la F ig u ra 4.11.
Para valores extrem os de la precipitación, véase Shaw (1994). Tabla 4.10. Rango
Cuantil estimado
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15
0,0625 0,125 0.1S76 0,25 0,3125 0,375 0,437 0,50 0,565 0,625 0,69 0,75 0,813 0,874 0,9375
M á xim a s anuales para 1965-1979 i h "m m 25 24 23 21 20 19 19 18 1S 17 16 16 15 14 12
;
6h 111111
24 h mm
36 36 35 33 31 31 29 28 27 26 26 26 25 22 22
52 49 48 46 45 44 44 42 42 39 39 38 38 34 34
222
INGENIERÍA AMBIENTAL F re c u e n c ia a ltu ra -d u ra c ió n io g -io g
3
4
5
6
10
2
3
4
5
6
P r o b a b ilid a d d e e x c e d e n c ia (%)
F igu ra 4.11.
D u ra c ió n de la p robabilidad de excedencia-altura de lluvia.
4.6. INFILTRACION L a infiltración es el m ovim ien to del agua (norm alm ente la p recip itació n ) desde la superficie del suelo h acia el suelo. L a redistribución de agua in filtrad a exam ina el m ovim iento de ese agua en la zona de suelo insaturada. L a fracción de la p recip i tación que se infiltra a escala global es alrededor del 76 p o r 100. S in em bargo, a escala regional o local se p roduce una gran variación estacional y espacial, in clu so dentro de unas p o cas hectáreas de superficie de captación. Tabla 4.11.
P eríod o de retorno de la duración-altura D uración (horas)
Período de reto rn o (años) 1 2 3 10 25 50
18 22,5 23,5 25 26,5
6 . 2S 34 36 37,5 39
24 42 48 50 51 53
CO NC EPTO S D E H JDKOLOGJA
223
A flu í n ( m m )
F re c u e n c ia a ltu ra -d u ra c ió n log -lo g
Figura 4.12.
Período de retorno de la duración-altura de lluvia.
4.6.1. Propiedades elementales de los suelos Las propiedades elem entales de los suelos en relación con la infiltración son: D ensidad de la masa Densidad de partículas • Porosidad • Contenido de agua en volum en 0 Grado de saturación 0
8
D ensidad de la m asa. La densidad de la m asa o densidad seca de un suelo es
Pb ~ y
(4.14)
donde
M tl = m asa seca de un v olum en de suelo (secado a 105 aC durante >16 h)
y
Vt = volum en total (original sin secar)
Los valores típicos de ph son 0,7 k g /m 5 para turbas hasta 1,7 kg/nr 1 para arenas o barros. L as arcillas tienen típicam ente alrededor de 1,1 kg/nr1.
224
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
D e n sid a d de p a r tíc u la s .
L a d en sid ad de partículas p m es M. Pm = ~ v< í
donde
( 4 -!5)
Vd = volum en seco (sin aire, sin agua)
Los valores típicos p a ra p„, son de 2,645 k g /m 3 para la m ay o ría d e los suelos. P o ro s id a d . L a po ro sid ad
<56
es la p ro p o rció n en volum en de espacio de poros +
(4 J6 )
P,„
K
donde
V„ = v o lu m en ck aire V,„ = v o lu m en de agua Vs = v olum en de sólidos
Los valores de la porosid ad varían desde Unos 35 a 45 p o r 100 para arenas finas hasta 50 a 55 p o r 100 p ara arcillas, y las turbas alred ed o r de 80 p or 100. C o n te n id o de a g u a en v o lu m en . \f
Q —
E l contenido en agua 6 es M
—
'~V,~
li u m e d °
M seco
j'y x
p*v,
É sta es u na propiedad im portante del suelo y varía de 0 (cuando está seco) a saturación (alrededor del 40 p o r 100 p a ra las arenas) y com o verem o s varía en el espacio y el tiem po. L os m étodos de m ás éxito para d eterm in ar la hum edad de campo en suelos son la sonda de n eutrones, la sonda de cap acitan cia de hum edad de suelos o la reflectom etría en el do m in io del tiem po. Se pued en encontrar deta lles de algunos de estos m étodos en S haw (1994). G ra d o d e s a tu ra c ió n . El grado de saturación s es la pro p o rció n de agua contenida en los poros y es una m edida de la «hum edad»
.? = ■ - - - - - = v„ + K. 0
(4.18)
4.6.2. Horizontes del suelo En las T ablas 4.1 y 4.2 se ve que el agua subterránea co n tribuye sólo con un 0,5 por 100 de lo que contribuyen los ríos a los océanos. E stas tablas tam bién m u es tran que el agua subterránea contiene 30,1 p o r 100 del sum inistro de agua dulce de la tierra m ientras qu e los ríos y lag o s contienen el 0,266 p or 100. El agua subterránea, aunque es inm en sa en v o lu m en , tam bién es casi estática con un m o-
C O NCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
225
vi m iento m uy lento en la dirección horizontal. El nivel de la capa freática, en cam bio, sube y baja verticalm ente, dependiendo del clim a y del tipo de suelo. Los suelos tienen un pape] im portante en lo que le sucede a la precipitación, ya que en la m atriz del suelo se pueden acu m u lar grandes volúm enes d e agua o nada en absoluto, dependiendo de la textura, porosidad, estructura, conductividad h id ráu lica del suelo, y hum ed ad existente en el m ism o. En la T abla 4.1 se ve que el agua dulce que se m antiene com o hum edad cn el suelo es casi diez veces m ayor que el agua dulce existente en los ríos. L a Figura 4.13 m u estra un perfil v eitical idealizado a través de una serie de capas de suelo. L a capa superior norm alm ente es de vegetación de hierba, co se chas o árboles, pero p uede ser suelo en bruto. D ebajo de ésta está la capa de residuos, m ás fácilm ente id e n tif ic a re en zonas boscosas y com puesta de hojas m uertas, cortezas y otros restos descom puestos. D ebajo de ésta aparece el suelo propiam ente dicho que se describe en horizontes o capas. El superior u horizonte A en suelos m inerales norm alm ente es terroso y rico en hum us. E sta capa co rres ponde a suelo superficial (a veces llam ado el suelo superior). Es la parte del suelo en que la m ateria viva es m ás abundante y en que hay más cantidad de m ateria orgánica. Al estar pró x im a a la superficie, queda más lixiviada p or la lluvia que las capas inferiores. El nivel m edio u horizonte B, a m enudo llam ado subsuelo, se com pone principalm ente de m aterial padre bien entrelazado con raíces y m i croorganism os. A l estar entre los horizontes A y C, tiene algo de las propiedades de am bos, con m enos organism os vivos que A pero m ás que C. En com paración con el horizonte A , el horizonte B tiene un contenido m ayor de óxidos de hierro y alum inio, hum us o arcilla que en p arte han sido lixiviados desde el horizonte A. El horizonte C m ás abajo es m aterial de roca no consolidado y com puesto de una am plia gam a de piedras de diversos tam años. P or debajo del horizonte C está la roca m adre consolidada. L a profundidad de cada capa varía de m ilím etros a m etros.
V eg e lac ió n P e o u e ñ a s p a rtíc u la s
£ r
H o rizo n le C
L echo rocoso c o n s o lid a d o
Figura 4.13.
Sección de suelo idealizada (adaptada de Hillel, 1980).
m
226
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
m ^
En hidrología am biental, hay dos zonas distintas por e n cim a del lecho de ro ca que pueden contener y transm itir agua. É stas son: la zona su p erio r insaturada y la zona inferior saturada. A parecen m ostradas en la Figura 4 .1 4 . E l m ovim iento de ■r agua en la zona insaturada es m ás com plejo que el de la zo n a saturada. E n este m últim o, el parám etro clave es la conductividad hidráulica o la velocidad de m o v i m iento del agua. É sta se puede m edir fácilm en te y tiende a ser razonablem ente m constante. Sin em bargo, en la zona insaturada la conductividad hidráulica p u ed e variar en órdenes de m agnitud dentro de un cam po, dependiendo fundam entalm ente del grado de saturación y del estado actual de su cció n del suelo.
4.6.3. Contenido en agua del suelo L a hum edad del suelo es un fenóm eno com plejo bien descrito pero pob rem en te cuantificado. T odos los terrenos tendrán, u n m áxim o en la hum edad del suelo cuando están saturados. A nálogam ente, si están en una situación extrem a de d é fi cit de hum edad, su grado de hum edad será el m ás bajo (no cero). En cualquier m om ento, el estado de hum ed ad del terreno variará desde cerca de cero al m á x i mo. Por tanto es una acción dinám ica y responde a los antecedentes en las c o n d i ciones de hum edad del suelo y a la lluvia real y al m odelo d e calo r solar. Es m uy fácil cuantificar, en un perfil vertical de un terreno, los diferentes n iveles de hum edad del suelo- (por ejem plo, el p o rcentaje de contenido de hum edad). Sin em bargo, por razón- de la continua actividad p o r debajo y p o r encim a de la su p e r ficie, los flujos de hum edad de un h orizonte a otro no son constantes. En épocas de lluvia, el m ovim iento de agua en la colum na de suelo será hacia abajo d ebido a la gravedad o h acia arriba en dirección al nivel de agua p o r capilaridad. E n tie m pos de sequía, la dirección del m ovim iento de agua será h acia arriba en dirección
Figura 4.14.
Zona ¡nsaturada/saturada (adaptado de Bras, 1990).
C O N C EPTO S D E H I D R O L O G Í A
227
a la superficie del terreno p o r capjlaridad desde el agua subleiránea. El destino de la lluvia depende en gran m edida de: ° Zona clim ática 0 C aracterísticas del suelo ° A ntecedentes en las condiciones de hum edad del suelo La Figura 4.15 es un esquem a del agua en el suelo. D entro de la colum na de suelo hay tres zonas: aireación, ca pilaridad y agua subterránea. L a zona de agua subteixánea existe p o r debajo del nivel de agua. La zona capilar es aqu ella p o r la que el agua sube a través de los poros del suelo por acción capilar. La zona superior es la de aireación donde los poros están ocupados por aire. D espués de las lluvias, el aire p u ed e ser expulsado de los poros m ediante presión hidrostática para perm itir que el agua de infiltración ocupe los poros. A veces la colum na de suelo se divide en dos zonas, la zona superior insaturada y la zona in ferio r satura da. L a zona insaturada es m otivo de intensas investigaciones por h id rólogos y los estudios en hidrología de pendientes ayudan a dilucidar la física del flujo en la zona insaturada. Con respecto al agua del suelo, ocupa tres fases diferentes en una m atriz de suelo. Y son: 0 0 0
Agua de poros Agua higroscópica o adsorbida Agua absorbida A g u a d e in filtrac ió n P a rtíc u la d e s u e lo
A gua h ig ro s c ó p ic a
A ire y v a p o r d e a g u a e n el s u e io
Z o n a de a ire a c ió n ■0
A gua d e p o ro s y capa de agua fir m e m e n te s u je ta
A g u a c a p ila r s a lu r a d a Z o n a c a p ila r
Nivel fre á tic o
Z o n a s u b te r rá n e a
F ig u r a 4 .1 5 .
A g u a s u b te r rá n e a
A g u a e n el s u e l o ( a d a p ta d o d e W e is m e r , 1 9 7 0 ).
228
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
El agua de poros es con m ucho el m ayor volum en de agua en el suelo, y el m ás fácil de expulsar. El agua h igroscópica se adsorbe en la su p erficie de la partícula de grano y se m an tien e allí p o r las fu erzas de tensión su perficial. El agua absorbida (interna en cada grano) requiere la elim inación del a g u a de poro y del agua higroscópica antes de que se pueda secar. L os suelos aren o so s tienen grandes poros y se pueden secar fácilm ente. Sin em bargo, las partícu las de arcilla tienen poros pequeños (aunque u n a m ayor poro sid ad que la arena) y pequeñas partículas con una intensa actividad higroscópica y requieren g ran d es fuerzas de succión para rom per las fuerzas higroscópicas de tensión superficial. El fenóm eno de la succión en el suelo se ilu stra colocando una g ota de agua sobre una partícula de suelo seco. El agua es atraída rápidam ente h a c ia el suelo hasta que se satura y entonces se adhiere una capa fin a al perím etro de los granos de suelo. E sta película higro scó p ica se m antiene con intensas fu erzas de tensión superficial. Estas fuerzas se expresan en bares, es d ecir que 1 b a r es la presión equivalente a 10,23 m de altura de colum na de agua. La capacidad de cam po y el p u n to de sequedad (o agostam iento) son parám e tros adicionales de hum edad de suelo m uy utilizados en estudios d e suelo agríco la. D espués de que el suelo se h a saturado y el exceso de agua se h a drenado, el suelo queda en capacidad de cam po. L a vegetación extrae h u m ed ad del terreno hasta que no puede m ás. En este p u n to se pro d u ce el agostam iento y el contenido de hum edad se conoce com o el punto de sequedad. L a Figura 4 .1 6 m u estra una relación general entre la h u m ed ad y la textura del suelo.
4.6.4. Movimiento del agua en el terreno y conductividad hidráulica El m ovim iento del agua tiene lu g ar en el terreno b ajo tres condiciones distintas: • Flujo saturado • Fiujo no saturado • Flujo en fase vapor T odo el m ovim iento de agua bajo la capa freática es del tipo de flujo saturado. Sin em bargo, un suelo puede esta r tem poralm ente saturado p o r en cim a de la capa freática y esto ocurre si todos los poros están llenos de agua. D esde u n a p ersp ecti va bidim ensional, el m ovim iento de agua puede ser en vertical h a c ia abajo o lateralm ente com o interflujo. L a velocidad de m ovim iento depende de la c o n d u c tividad hidráulica del terreno. E l flujo no saturado tiene lugar en resp u esta a la gravedad o gradiente de hu m ed ad . U na vez que ex iste capacidad de cam po, la acción capilar extrae el agua h acia arriba hacia las raíces y la v egetación. D es pués del hum edecim iento de los suelos, el agua flu y e hacia abajo debido a la gravedad. El m ecanism o del m ovim iento del agua en flujo in saturado es de poro a poro. Puede existir agua en fase vapor en los poros de un terreno y ser extraída hacia arriba a evaporarse. L a velocidad de m ovim iento depende del gradiente de tem peratura, la hum edad relativa, el tam año de p o ro y su continuidad, así com o la
CONCEPTOS D E H ID R O L O G ÍA
229
A g u a n o d isp o n ib le A re n a
Lim o L im o S e d i- L im o Arcilla a re n o s o m e n t ó a rc i lloso Fineza d e ia te x tu r a
Figura 4.16.
Relación general entre las características de h u m ed ad del suelo y su textura.
cantidad de agua disponible. P or eso es tan im portante h acerse a !a idea de la evaporación tam bién desde las profundidades de una colum na d e suelo. El agua se m uev e en los ríos debido a la p endiente o gradiente en su superficie libre. M ientras m ás pronunciada sea la p en d ien te más rápido flu y e el agua. C om o Lis superficies de los lagos tienen poca pendiente, el agua fluye lentam ente. En ios suelos y acuíferos, el agua tam bién flu y e si tiene un g radiente, aunque varios ordenes de m agnitud m ás lentam ente que en el flujo de un río. E ste gradiente se llam a gradiente hidráulico. En los ríos, el ag u a siem pre fluye d e form a p ráctica m ente horizontal (supuesto flujo unidim ensional). Sin em bargo, bajo la super ficie del terreno, el agua puede fluir en dirección x, y o z. L a fo rm a en que el agua fluye en el terreno depende del tipo d e suelo y de su estado actual de h um e dad. P or ejem plo, en verano, una m atriz de suelo arenoso se p u e d e secar, y si cae lluvia, ésta se m overá en vertical hacia abajo a través del su elo para ayudar a Henar los poros del terreno con agua. En cam bio, si el estado d e hum edad está próxim o al de capacidad de cam po, entonces la principal d irecció n de m ovim ien to del agua p u ed e ser la horizontal. E sta dirección es h ab itu alm en te a lo largo del gradiente de la línea de superficie de agua, que puede se g u ir la pendiente topográfica. L a velocidad a la que se m u ev e el agua se llam a conductividad h i dráulica. Es fácil evaluar el com portam iento del flujo en un m ed io poroso sa turado. Este es el caso habitual en los acuíferos. Sin em b arg o , hay veces en que el estado del terreno tam bién es insaturado. Puede haber aún movim iento de agua en el terreno, pero puede estar restrin g ido debido a la ex c e siv a succión del suelo. La ley de D arcy establece
230
donde
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
q = el flujo de D arcy, m 3 /m 2 • s / - el gradiente hidráulico, dhldz, ni/m K = la conductividad h idráulica, m /s
N orm alm ente h es la altu ra en relación a un nivel de referen cia, pero para flujo no saturado la altura total es h = ¥ + z
(4.20)
¥ = la altura de succión
donde
L a altura de succión, resp o n sab le de m an ten er el agua sobre la superficie de las partículas sólidas en flujo no saturado, llega a ser significativa a m edida que la hum edad del suelo dism inuye. L a variación de la conductividad h id ráu lica a lo largo de la colum na de suelo y la altura de succión de suelo aparecen en la F ig u ra 4.17 para varios contenidos d e hum edad. L a succión del suelo o la tensión del suelo se m ide m ediante tensióm etros en cam po.
4.6.5. Déficit de humedad de! suelo El déficit de hum edad de suelo (SM D ) es un térm ino utilizado h ab itu alm en te en ingeniería agrícola. C uando la h um edad del terreno está p o r debajo de la ca p ac i dad de cam po, se dice que tiene un déficit de h u m ed ad de suelo. C uando está -10'
-1 0
0 0,1 0,2 -3 0,4 0,5 C o n te n id o de humeaad del s u e lo Q porosidad = 0,5
Figura 4.17. Variación de la altura de succión de suelo ^ y la conductividad hidráulica K con el contenido de hum edad © para una arcilla ligera Yolo (adaptado de Raudkivi, 1979).
CONCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
231
saturado, no hay déficit de h um edad de suelo. El SMD es un parám etro cuantificable y está relacionado con la m agnitud de la lluvia, grado de hum edad en el suelo y evapotranspiración. U na cuenca p ierde agua a tasas m ayores o m enores que la evaporación potencial (PE), dependiendo de si la hum edad del suelo está por encim a o p o r debajo de la capacidad de cam po. La evapotranspiración real (ET) es m enor qu e PE cuando la vegetación no puede extraer agua desde el terre no. D espués de la lluvia (si el suelo está saturado), no contendrá m ás a g u a , así que se producirá la escorrentía. El terreno en este caso continuará «cediendo» agua a la vegetación h asta que se llegue a un estado temporal de equilibrio, cuando ET = PE, es decir, capacidad de cam po. E n este punto SM D = 0. A m edida q u e el suelo se seca, SM D aum enta y E T dism inuye. L a m agnitud de SM D y E T varía. Si SM D aum enta roíís aún, E T se hace m enor y en el punto de sequedad S M D es el máxim o y E T despreciable. E s im portante notar que SM D es un núm ero acu mulativo, dependiendo del SM D de los m eses previos. L a Figura 4.18 es un esquem a idealizado y sim plificado de la secuencia de tiem pos de la hum edad del suelo relacionada con la lluvia y P E para un ciclo anual en una zona de tem peratura septentrional. Se detallan tres tipos de v eg eta ción: hierba, arbustos y árboles. C ada uno tiene una profundidad de raíz diferente, señaladas com o tres capas horizontales distintas.
I
Figura 4.13.
I Déficit d e h u m e d a d d el s u e io
P = P re cip itació n
Ciclo idealizado de hum edad anual para tres tipos de vegeta ción. (Adaptado de Bedient y Huber, 1988.)
232
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
En prim avera cuando P E > P (precipitación), el suelo entra en un SM D, p ri m ero en las capas superficiales. A m ed id a que la p rim av era av anza h a c ia el vera no el SM D penetra m ás en profundidad h a sta que todas las zonas d e raíces (árbo les incluidos) están en SM D . E n el otoño, P > P E y las capas superiores del terreno llegan a recarg arse de agua, m ientras que las capas inferiores están aún en SMD. E n este punto, el m ov im ien to de ag u a es vertical hacia abajo en la colum na de suelo. A m edida q ue el otoño avanza h acia el invierno, la p ro fu n d id ad de la recarga de agua se h ace m a y o r hasta que todas las capas están llen as d e agua y no hay SM D a ninguna profun d id ad . Se puede v isualizar que en p rim av e ra la direc ción del m ovim iento del ag u a en el terreno es hacia abajo m ientras q u e en otoño es a la inversa. E l conocim iento del d éficit de hum edad del suelo es im portante en agricultu ra y en hidrología. En las épocas de alto déficit de h um edad las cu en cas tienden a ser m en o s susceptibles a p ro d u c ir inundaciones. U n parám etro que se utiliza en el R eino U nido e Irlan d a a p artir del Inform e de E stu d io s de In u n d a ció n (FSR) (N ERC , 1975) es el d éficit de h um edad de suelo m edio efectivo (E M SM D ) en m ilím etros. Por ejem plo, algunas zonas del suroeste de W a n d a tienen un EM SM D de 2 m m en com paración con valores de 16 m m en E a st A nglia. L a prim era es susceptible de inundaciones m ientras la ú ltim a no lo es.
4.6.6. Modelos sencillos de infiltración La infiltración es el m ecanism o del m ovim iento del agua hacia d en tro del terreno bajo fuerzas de gravedad y capilaridad. H o rto n (1933) sugirió q u e la tasa de infiltración de lluvia h acia el suelo d ism inuye exponencialm ente con el tiem po durante un periodo de lluvia. U nas horas desp u és de iniciada la llu v ia la tasa de infiltración puede estar p ró x im a a cero a m edida que el terreno se va saturando. El concepto de infiltración, tal com o lo v e H orton, aparece esquem áticam ente en la Figura 4.19. D onde i > / e n todo m om ento, la ecuación em pírica de H orton es / =/-+ (/o -X )^ '
donde
( 4 .2 1 )
f u = tasa de infiltración inicial f - tasa de infiltración en cualq u ier m om ento, m m /h f = tasa de infiltración final k = co n stan te em pírica i = in tensidad de lluvia, m m /h
A m enudo se denom ina a f L. infiltración potencial. En la ecuación de H orton k es función de la textura superficial, donde k dism inuye a m ed id a que crece la vegetación. A dem ás, f c y f 0 son función del tipo de vegetación y de la cubierta vegetal. L a Figura 4 .2 0 in d ica la variación de f con la cubierta del terreno, la intensidad de lluvia y la p endiente topográfica. U na baja in ten sid ad de lluvia
C O N C EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
233
P é rd id a inicial p o r a lm a c e n a m ie n t o '
Figura 4.19.
C o n c e p to d e infiltración d e H orton.
tendrá una proporción m ayor de in filtración de la lluvia que un episodio de alta intensidad, com o se m uestra en la F ig . 4.2Q(b). E je m p lo 4.5. D a d o / 0 = 100 m m /h , k = 0,35/h y f c = 10 m m /h, c a lc u la r/p a ra t = 1, 2 y 6 h y tam bién Fto¡¡ú (infiltración acum ulada) Solución: D e la ecuación de H orton f = f c + (.fa - . Q z - u / = 10 + 90 e '0-35' a
1 h - ♦ / = 73,4 mm /h
a
2 h
a
6
h
-> / = 54,6 mm/h -* / =
mm /h
2 1 ,0
índice acum ulado de infiltración después de
h: F = ' lo lü l
6
/ d/ = 285 m m
Alta intensidad de lluvia
y
/ Baja intensidad de lluvia S u e lo h e rb á c e o
Figura 4.20.
T ,e m P ° ja |
Tiempo (b)
&-
Pendiente (% }
(c)
E s q u e m a d e la v a r i a c i ó n d e la c a p a c i d a d d e i n f i l t r a c i ó n .
234
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
A veces se usa el m étodo d el índice (p de infiltración. É ste es el m étodo m ás sencillo y se m ide calculando la diferencia de pérdida entre la precipitación total y la escorrentía superficial (m edida sobre el hidrógrafo de co rrien te). Se su p o n e que la infiltración es u niform e a lo largo de la duración de la llu v ia. Se rep resen ta esquem áticam ente en la Fig u ra 4.21. C uan d o se consideran ep isodios de llu v ia de, digam os, m enos de un día, en el cálculo de la p recip itació n b ru ta y la llu v ia efectiva norm alm ente se d esp reciará la evapotranspiración (E T ). L os episodios m ás largos de m ás de u n as dos sem anas d eben tener en c u e n ta la ET. El lector puede consultar D ingm an (1994) y B ras (1990) p a ra un tratam iento m atem ático m ás riguroso de la infiltración.
4.7. EVAPORACIÓN Y EVAPOTRANSPIRACIÓN L a evaporación es el proceso p o r el cual el agua vuelve a la atm ósfera, desde el estado líquido o sólido hasta el estado d e vapor. T am bién se p ro d u ce tran sp ira ción hacia la atm ósfera a través de las p a ite s de hojas en las p lantas y árboles. C om o estos procesos están tan interrelacionados, el térm ino « to d o incluido» que se utiliza es evapotranspiración. En clim as m oderados, el terren o boscoso tiene tasas de evapotranspiración alrededor de dos veces las de z o n a h erb ácea (típ ica m ente un 40 a 70 por 100 de la precipitación total anual, en com paración con 2 0 a 40 p o r 100 p ara prados, según aparece en alguna in v estig ació n británica). E sto q uiere decir, por supuesto, que se infiltra o form a escorrentía m enos cantidad de agua. A lrededor de un 70 p or 100 de la precipitación an u a l m ed ia en E stados U nidos vuelve a la atm ósfera por vía de la evaporación, co m o se indica en la T abla 4.12. E n zonas de disponibilidades escasas de agua el desarrollo de b o s ques cor. m ayores pérdidas p o r ev apotranspiración puede re d u c ir la aportación de agua a ríos y lagos. L a precipitación m ed ia anual global (tierra y océanos) de aproxim adam ente 1 m es desde luego igual a la evaporación. C o m o la superficie terrestre del p lan eta evapora aproxim adam ente el 70 por 100 de la precipitación, p erm itiendo que el 30 por 100 restante form e la escorrentía, entonces es claro q u e en la superficie de los océanos se p rod uce m ás evaporación q u e precipitación (B rutsaert, 1982). L a Figura 4.22 m uestra la distribución en latitud de la p recip itació n global y la eva-
Figura 4.21.
El concepto del índice tfide infiltración.
C O N C E PTO S D E H ID R O L O G IA
la b ia 4.12,
235
Precipitación-evapotranspiración desde los continentes
Precipitación. ' (mm/año)
C ontinente
E vapotranspiración (mm/año)
E sco rren tía (inm /año)
375 420
282 276
Europa Asia
657 696
África
695
5S2
i 14
Australia
447
420
645 1.546
403 946
27 242
Antártida
169
28
61S 141
Total tierra
746
480
266
Norteamérica Sudamérica
Datos de Baumgartner y Reichel, 1975.
potranspiración. L a F igura 4.23 m uestra la relación en tre la evaporación, la preci pitación y la intercepción para la selva de A m azonas, según S huttlew orth (1988). Los tres tipos de evaporación/evapotranspiración son: E vaporación desde la superficie de un lago, E 0 B E vapotranspiración real, E T ® E vapotranspiración potencial, P E
6
E 0 es la evaporación desde un lago o desde la superficie de una m asa de agua abierta. E T es m uy com plicada ya que incluye la evaporación y la trans piración desde la superficie terrestre, y a sea vegetal o de otro tipo. E sto significa
L atitu d n o r te
Figura 4.22.
Ecuador
L a titu d sur
Distribución en latitud de la precipitación global y la evapo transpiración.
236
IN G EN IER ÍA A M B IEN TA L
Figura 4.23. V a l o r e s m e n s u a le s de precipitación, e v a p o ra c ió n total y el c o m p o n e n t e de intercepción para el período de 25 m e s e s en la selva a m a z ó nica (a daptado de Shuttieworth, 1988. R e p ro d u c id o con autorización de T h e R o y a l Society).
que E 0 v a ria rá p a r a c a d a tipo d e su p e rf ic ie d e p e n d i e n d o d e su e s t a d o a ctual de h u m e d a d de su e lo y p o r tanto es un p a r á m e tr o d i n á m i c o . E T será m a y o r p a r a u n s u d o s a t u r a d o q u e si e stu vie ra n o sa turado. E n un e s f u e r z o p o r si m p li f i c a r E T se in tro d u jo el t é r m i n o PE , q u e es la e v a p o t r a n s p ir a c ió n potenc ial. E s t a es la e v a p o tran s p ira ció n de u n a m a t r i z de s u e l o c u a n d o su h u m e d a d se m a n t i e n e c o n s t a n t e a c a p a c id a d d e c a m p o . E sto se c o n s i g u e p u l v e r iz a n d o con re g u la r id a d . L o s d a to s m e t e o ro l ó g i c o s n o r m a l m e n t e d a r á n va lo re s de E ü y P E p e ro no de E T . E sta ú ltim a só lo se s u e le d e t e r m i n a r en p r o y e c t o s de i n v e s tig a c ió n d e c u e n c a s , c u a n d o se tom a n m e d i d a s d e r a d ia c ió n y se h a c e n b a la n ce s de calor. L a F i g u r a 4 . 2 4 m u e s t r a u n a c o m p a r a c i ó n de ia lluv ia y la e v a p o t r a n s p ir a c ió n p o ten c ial en un n ú m e r o de p u n t o s en Irlanda, p r o m e d i a d a s s o b r e el p e r ío d o de 1961 a 1990. L o s d a to s p ara e sta f i g u r a ap are ce n en la T a b l a 4.13 . S e trata d e u n a típica r e p r e s e n t a c i ó n gráfica d e la p l u v io m e tr í a / e v a p o r a c i ó n po te n c ia l p a r a un c lim a m o d e r a d o . P E s o b r e p a s a a la p l u v io m e tría en v e r a n o y c o m o tal el t e r r e n o re q u ie re r i e g o a rtificial. En in v ie r n o , la lluvia es m a y o r q u e P E y esto p u e d e c o n d u c ir a u n a lta e sc o rre n tía , c o n p o sib ilid a d e s d e u n a c o n ta m in a c i ó n d e las c orrie nte s d e a g u a p o r c a u s a d e las a ctiv id a d es a g r íc o la s c o m o la p r o p a g a c ió n de los lodos. D o s de lo s f a c t o r e s que c a u s a n la e v ap o r a c ió n d e s d e c u a lq u ie r s u p e r _ie so n: L a d i s p o n i b il i d a d de una a p o r ta c i ó n de e n e r g í a t é r m i c a p a r a p r o p o r c i o n a r el c a l o r l a t e n te d e e v a p o r a c i ó n • L a d i s p o n i b i l i d a d de un p r o c e s o de tran sporte p a r a ale jar el v a p o r d e a g u a d e la s u p e r f i c i e , p o r e je m p lo , vien to 9
CONCEPTOS D E H ID R O LO G ÍA
Figura 4.24.
237
T e n d e n c ia s de la precipitación mensual y e v a p ora c ió n p o t e n cial, Irlanda (preparado de la Tabla 4.13).
L a ra d ia ció n solar p r o p o r c i o n a la fuente d e c alor m ientras q u e el viento, junto con un g ra d ie n te vertical d e h u m e d a d , su m in is tr a la fuente de transporte. A m b a s ap are ce n e s q u e m á ti c a m e n te e n la F igu ra 4 .2 5 . l a b i a 4.13.
P r e c i p i t a c i ó n y e v a p o r a c i ó n p o te n c ia l e n c u a t r o p u n t o s d e I r l a n d a entre 1 9 6 1 y 1990 Costa S ur*
Costa E s te t
C entro+
Oeste'i};
.. Mes Lluvia Enero Febrero M ano Abril Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre Promedio anual
PE
87
10 21
77
4 0
55
64
64 54 53 80 79 95 8S too
N4 y: 90 74 50 26 12
935
104
Lluvia
PE
Lluvia
PE
Lluvia
PE
69
9
93
i
121
50
21
66
14
83
54
39
72
3 0
96
2S
51
61
59
53
62
49
S3 94 91 73 50 25 10 5
72 66 62 SI S6 94 SS 94
74 S2 7o 61 39 16 2
7
55 56 50 71 67 70 65 76
570
732
561
934
* Cork-Roches Point en la Costa Sur. t Dublin-Aeropuerto de Dublin, 3 km de la Cosía Ests. í Multingur-Inandü c&nuxi]. § Ciaremorris-Oeste de Irlanda. Datos de la Irisn MeleoroJosicaí Office, J993.
3 13
69 75 6S 54 33 14 2
1
78 71 64 97 104 124 118 124
446
1.143
40S
1
238
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L Radiación neta
\ 1
!
i \ ---- Flujo de aire -------
/
< Evaporación
/ Velocidad del viento
(b)
Figura 4.25.
\
*o
\
\
1
<
------ _x_> . Temperatura del aire (c)
C o n c e p to de e va p o ra c ió n d e s d e una superficie libre de a g u a (adaptado de C h o w et al., 1988).
L a e v a p o r a c i ó n d e s d e la s u p e rf i c i e de u n la g o d e p e n d e de: • La ® La 6 La 0 La 6 El
e n e r g í a d isp o n ib le c o m o c alor r a d ia c i ó n solar y m á s e sp e c í f ic a m e n te la ra d ia c i ó n ne ta t e m p e ra t u r a del aire y d e la su pe rficie del a g u a v e lo c i d a d del viento d é fic it d e v a p o r de s a t u r a c ió n (eu - e.)
L a F i g u r a 4 .2 5 m u e s tra las e n tra d as y salidas a u n v o l u m e n d e c o n tr o l de «aire en e v a p o r a c i ó n » y los p r o c e s o s naturales — ra d ia c ió n , te m p e ra t u r a y v e l o c i dad de v i e n t o — q u e e fec tú a n la ev ap o ra ció n . El l e c to r p u e d e c o n s u l ta r C h o w el al. (1988), E r a s (199 0), y B r u t s a e r t (1982) pa ra m a y o r e s deta lle s. E n la s u p e r f i c i e terrestre, la e v a p o ra c ió n es el laz o de c o n e x i ó n e n tre el b a l a n c e h id r o ló g i c o y el b a la n c e e n e r g é ti c o (B rutsaert, 1982). E l b a l a n c e e n e r g é tic o m á s s i m p li f i c a d o se re p re se n ta p o r
R„ = L E + H + G donde
(4.5)
R tl = flu jo e spe cífic o d e ra d ia ción entra n te , k c a l / n r a ñ o o W / n r L = c a l o r latente d e e v ap o r a c ió n , J / m 3 E = ta s a d e e v a p o ra c i ó n , ni/año H = flu jo e sp e cífic o d e e n erg ía sensibie a la a tm ó s f e r a , k c a l / n r a ñ o o V/ m 2 (la e n e r g í a utilizada en c a l e n t a r «e l aire»)
G = flu jo de c alo r h a c i a el suelo, W / m 2 L a F i g u r a 4 .2 6 m u es tra la v a r ia c ió n diu rna del b a la n c e de e n e r g í a s o b r e un terreno lim n i o de vegetación y b ie n regado en D avis, C alifo rnia, en a g o sto de 1993. El pico : .diación n e ta ( p a sa d o el m ed iodía) es j e a p r o x im a d a m e n t e 630 W /m 3. L a energíu u til i z a d a en e v a p o r a c i ó n , LE, tiene su p ico en u n o s 4 0 0 W / m 2. E n t o n ces el c alo r se n sib le, H, es sólo d e m e n o s de 100 W / m 2. E s t o es lo e s p e ra d o pa ra cielos c laro s s o b re u n suelo h ú m e d o . P o r e je m p lo , en c o n d ic i o n e s d e s é rtic a s s e cas, p o d r í a m o s e s p e r a r unos 10 a 3 0 W / m 2 p a ra L E y 3 0 0 a 4 0 0 W / n r 2 p a r a H. Es i m p o rta n te t e n e r en c uen ta q u e la e v ap o ra ció n só lo p u e d e p r o d u c irs e si h a y hu-
CO NC EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
239
T i e m p o (h )
'ig u r a 4.26.
Balance de energía de 23 a g o s t o 1993 en Davis, California, s o bre un terreno lim pio de v e g eta ción y bien regado.
m e d a d que e v aporar. E n la F ig u ra 4.26 h a b ía u n a cantidad sig n ific a tiv a de a g u a disponible en las capas su p e rio re s del terreno p a r a p rodu c ir la e v a p o ra c ió n con un 70 p o r 100 de ra dia ción neta q u e iba d e stin a d a al uso en e v ap o r a c ió n . A esc ala glo bal, s o b re u n a ba se anual en la q u e G -> 0, R„ 70-80 k c a l / c n r año. E n tierra L E x H y s o b re los oc éa n o s L E « 90. E sto s u g i e r e que a escala glo bal. LE « 80 p o r 100 de R ir D a d o q u e se pro d u c en v a r ia c i o n e s espaciales y tem p orale s sign ific a tiv as d e los c o n stitu y e n te s del balance e n e r g é tic o , las cifras anterio res h a c e n énfasis en la a b r u m a d o ra im p o r ta n c ia del p r o c e s o de e v ap o iransp iració n en el b a la n c e térm ico general y t a m b ié n en el b a l a n c e hid roló gic o (Brutsaert, 1982). T íp ic a m e n te , el c o m p o r t a m i e n t o cíclico a n u a l de la e v a p o r a ció n es p a ralelo al ciclo d e la ra dia ción so la r y las t e m p e ra tu r a s diarias del aire pa ra superficies terrestres y m as as de a g u a p o c o pro fu n d as . S in em b a rgo, las ag u as p r o fu n d a s m u e s tra n sus picos en el o t o ñ o del año en c o m p a ra c i ó n con los picos del v e r a n o q u e son e n la g o s superficiales. A d e m á s las m a s a s de ag u as p r o fu n d a s tienen e v a p o ra c ió n m ín i m a en p r i m a v e r a mientras q u e la s masas s u p e r fi ciales la tie n e n en i n v ie rn o ( c om o la tierra). E l ciclo diario d e la evap oració n sigue el ciclo d e te m p e ra tu ra sobre la tierra y tam b ién sobre el agua.
4.7.1. Método de la transferencia de masa para determinar En £■„ es la e v a p o r a c i ó n d e sd e u n a m a s a abierta d e a g u a en o p o sic ió n a una sup e rficie de terreno h ú m e d o . E s t e m é to d o , a veces l la m a d o m é to d o d e flujo de vapor, calcula el flu jo a sc en d e n te de v a p o r de a g u a d e s d e la s u p e rf ic ie en ev ap oració n. L a e cuació n i d e a d a p o r D a lto n , un quím ic o ing lé s, en el siglo x i x , fue £ [> = /(» )(« , -
í’„)
( 4 .2 2 )
240
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
E a = la e v a p o r a c i ó n d e s d e la m a s a de a g u a
do n d e
ea - la p r e s i ó n d e v a p o r en el aire e ( = p re sió n d e v a p o r de sa tu rac ió n a la te m p e ra t u r a d e la su perficie del ag u a / ( u ) = u n a f u n c i ó n de la v e lo c id a d del v ie n to f ( u ) - a ( b + w) p a r a E u r o p a f { u ) = N u p a r a E s t a d o s U n id o s y A u s tra lia M o d i f i c a c i o n e s d e e sta e c u a c i ó n son E ü = (A donde
-r
Bu)(es - e j
( 4 .2 3 )
A = constante em pírica de 0,0702
B - c o n s t a n t e e m p í r i c a d e 0 ,0 0 3 1 9 (no es la re la ció n d e B o w e n ) Ti = v e lo c i d a d del v ie n to a 7,5 m s o b re el terre n o A ú n otra e c u a c ió n es
E 0 = N ü 2 (cs - e j donde
N = 0,11
y
Ti2 = v e lo c i d a d del v ien to a 2 m s o b r e el terreno
(4.24)
U n a v a ria c i ó n de N es N = 0,291 /4~°'ü5 donde
A = área, n r
E je m p lo 4.6. C a lc u l a r la e v a p o r a c ió n c o m o p é r d id a anual d e a g u a desd e un lago q u e tie n e un área ~ 2 0 k m 2 c o n ü 2 de 3 m /s. S u p o n e r que e s y e son 15 y 10 m m H g r e s p e c t iv a m e n t e . Solución: E n - N ü 2( f , - e.j
N
=
0,11
Ti2 ~ 3 m /s 15
e = 15 m m H e = — - bar' = 19,7 m b a r -
760
10 = 10 m m H g = — b a r - 13,2 m b a r P o r tan to
E 0 = 0.11 x 3 x (19,7 - 13,2) = 2,2 m m /día
CONCEPTOS D E H ID R O LO G ÍA
4.7.2. Método del balance de energía para
d e te rm in a r
241
E{>
L a ecu a ció n s i m p l i f i c a d a del b a la n c e d e energía es
R„ = L E + H + G LE = R n - H - G
(4.5) (4.25)
E sta e cuación s u p o n e que no h ay e n tr a d a de energía p or a d v e c c i ó n d e a g u a y t a m p o c o v a ria c io n e s e n el a lm a c e n a m ie n to d e energía. T a m b i é n sup one un p e r í o do d e tie m po finito:
LE = donde
(4 .2 6 )
L E = ñ u j o de calor late n te p n, = d e n sid a d del a g u a }.v - c a l o r latente d e e v ap o ra ció n (2,47 x 10 6 J/k g ) = = 5 97 - 0,5 64 T, c al/g con T en °C
E -
■R n - H - G
R„ - H - G
(4 .2 7)
L
Al in tro d u c ir la r e la c i ó n de B o w e n a p a r e c e u n a relación del c a l o r sensible al flujo de evap o ra ció n
P o r tanto /-/ = B (L E ) = B p w\ , E (4.2 S)
So b re las s u p e r f i c i e s terrestres, í S i , con el calor sen sible a p r o x i m a d a m e n te sim ila r al flujo p o r e vap ora ció n. S o b r e las su perficies de los océanos, B £ 0,1 ya q u e la e v a p o ra c i ó n es m ucho m á s significativa. M á s detalles se pueden e n c o n trar en D in g m a n ( 1 9 9 4 ) , Bras (1 9 9 0 ) y Brutsaert (1982). T a m b i é n v é ase la T a bla 4.5. E j e m p l o 4.7.
D e te rm in a r la e v a p o r a c i ó n de un lago c o a los datos sig uien te s: .
R„ - G = 7 0 W / n r = LE + H B = 0,4
T e m p e r a t u r a del la g o
T = 2 0 °C
242
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Solución:
X, = 5 9 7 - 0 ,564 x
2 0
= 58 6 cal/g
p wXv = 1 0 6 g/in 3 x 5 8 6 c a l/g = = 5 8 6 x 10 6 c a l / m 3 = = 5 S 6 x 10 6 x 4 , 2 J / m 3 = = 5 8 6 x 10 6 x 4 . 2 W s/'nr' = = 2 8,5 x 10 3 W d / m 3 = 70 W / m 2
~ L ~ 28,5 x lO M V d A Í 3 _ ~ 1,76 m n v d ía E ste m é t o d o tam b ién se p u e d e usa r para e v a p o r a c i ó n d e sd e s u p e r f i c i e s terrestres ya q u e B = 0,4, esto i m p l i c a q u e el flujo p o r e v a p o r a c i ó n » flujo d e c a lo r sensi-
4.7.3.
Método del balance hidráulico para determinar ET o Eü
Los lis ím e tro s se u tiliz a n e n c a m p o p a r a d e t e r m i n a r la m e d i d a « p u n t u a l » de la e v ap o ra ció n . U n l is ím e tr o es u n a « sartén», t íp ic a m e n te e n tr e u n m e t r o y vario s m etros de d iá m e tr o y d e h a s t a u n m e t r o d e p r o f u n d id a d . C o n t i e n e un s u d o lo m en o s m o d if i c a d o p o s i b l e r e s p e c t o al su e lo d e la zona. Se en tie rra en el terreno con .su su p e rf ic ie s u p e r i o r a n iv el de las s u p e r f ic ie s de sue lo a d y a c e n t e . Se asienta so bre e sc alas de pe so c a l i b r a d a s en t ie m p o y re s p o n d e a u n a u m e n t o o r e d u c c ió n del c o n te n i d o de h u m e d a d del suelo en el re c ip ie n te . L a p é r d i d a en « p e so » r e p re senta la p é r d id a p o r e v a p o r a c i ó n y así se d e t e r m i n a ésta. É s t e es u n m é t o d o fiable de d e te r m i n a r la e v a p o r a c i ó n en c am po. A e s c a l a re g io n a l, E e s s i n ó n i m o c o n E T y la e c u a c i ó n del b a l a n c e h id r o ló g i c o se u t il i z a p a r a d e te r m i n a r E, si se c o n o c e n los d e m á s p a rá m e tro s:
E = P - P. - A G - A S donde
P = p r e c ip ita c ió n R = e s c o rr e n t ía del cauce A G - c a m b io e n el a lm a c e n a m i e n t o de a gua su b t e r rá n e a AS = c a m b i o e n el a lm a c e n a m i e n t o de a c u a del su e lo
C O N C EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
243
Para períodos largos (por ejem plo, un año), leñem os E =P - R así que si se m iden P y R, se obtienen estim aciones de E. El lector puede dirigirse de nuevo a las T ablas 4.3 y 4.4 para valores de E en diferentes co n tin en tes y superficies de diferente uso del terreno respectivam ente.
4.7.4.
Determinación, de la evapotranspiración potencial, PE
La evaporación (desde un masa de agua = Eu), ia evapotranspiración potencial (PE) y la evapotranspiración real (£") ya se han d efinido. Las secciones previas tratan de la determ inación de E() y ha p odido verse cuan com plejo es el fenóm eno de la evaporación desde una m asa d e agua. La evapotranspiración rea! es aún más compleja, ya que han de considerarse el efecto de la vegetación, y ia física del suelo asociada. Esta com plejidad a v eces se reduce de algún modo por sim plifica ción a la evapotranspiración potencial. Esta considera que la matriz de suelo está continuam ente húm eda (a capacidad de campo) y q u e la evaporación desde la superficie vegetal es próxim a al m áxim o. PE desde u n a superficie herbácea es aproxim adam ente igual a la evaporación desde una gran masa de agua. A sí que ios m étodos usados para calcular E u tam bién se usan para calcular PE. L a evapo transpiración real es un parám etro dinám ico que varía según la tem porada, pero aue es especialm ente dependienle del estado de h um edad del suelo. E T puede superar a P E en zonas de vegetación con una alta sup erficie de hojas y tem p eratu ras am biente elevadas. T am bién se m encionó que la E T de los bosques d e conife ras en el R eino U nido era aproxim adam ente dos veces la de prados o p áram o s de sim ilares altitudes. P en man (1948) dedujo que P E = / E0
(4.29)
d o n d e /e s una constante em pírica d e ciatos británicos q u e varía con la tem porada para superficie terrestre con cubierta vegetal de la siguiente forma: noviem bre, diciem bre, enero, febrero -> / ~
0 ,6
m arzo, abril, septiem bre, octubre -> / ^ 0 , 7 m ayo, ju n io , julio, agosto -> / —
0 ,8
Así que típicam ente, P E es aproxim adam ente el 70 p o r 100 de la evaporación en lagos. Y a que la evaporación real es < P E , podem os generalizar y d e c ir que la evaporación real ^ E T < 0,7 E g.
244
in g e n ie r ía
4.8.
a m b ie n ta l
RELACIONES PRECIPITÁCIÓN-ESCORRENTÍÁ
C;ja n d o s e p ro d u c e k l lu v i a sobre ¡a s u p e r f ic ie de la tierra p u e d e s e g u i r d iferentes ¡"utas d e p e n d i e n d o d e ia to p o g ra f ía y d e las c o ndic iones del s u e l o y d e su h u m e dad. S i h a y d e p r e s i o n e s en ia su p e rficie so n a p ropia das pa ra lle n a rs e r á p id a m e n t e en u n a to rm e n ta . Si la lluv ia se c o n v ie r te en e sc o rre n tía o en in filtra c ió n d e p e n d e p r i n c i p a l m e n t e d e d o s factores:
a P e n d ie n te del t e r r e n o o C a p a c id a d d e infiltrac ió n
E n z o n as de p e n d i e n t e p ro n u n c ia d a , es m ás p r o b a b le q u e se p ro d u z c a esc o r r e p t í a su pe rficial, m ie n t r a s que la infiltrac ió n q u e d a en s e g u n d o lugar. En z o n a s m á s ale jada s de l o s rí o s y c au c es y d o n d e el g ra d ie n te del ter r e n o n o es p r o n u n c i a d o . l a in filtración p u e d e se r el m e c a n i s m o p rim a rio y la e s c o rr e n t ía es s e c u n d a r i a . G e n e r a l m e n t e la e sc o rre n tía a p a r e c e c o m o el fa c to r l im ita n te en la d i s p o n i b i l i d a d de lluvia o e s c o rre n tía . L a e sc o rr e n tía superficial t a m b ié n se d e n o m i n a f l u j o sobre el te rr e n o . E x is te n m u c h a s e c u a c io n e s h id rá u lic a s p a r a a y u d a r a cuantific a r e sta e s c o rr e n t ía y a lgu na s i n c l u y e n el coeficiente d e f ric c ió n «to do i n c l u i d o » de M a n n in g , n. P o r e je m plo , c o m p r e n d e r el c o m p o r t a m i e n t o de l flujo s u p e r f icial es fu n d a m e n ta l p ara p re d ec ir el v o l u m e n de a g u a q u e lle g a a las 'sa lid a s e n el d iseño ds a lc a n t a r il l a s para lluvia. E l p a r á m e t r o q u e se u s a a vece* p a r a el liem po es el cíe t i e m p o de c o n c e n tr a c ió n (Tj.), es d e cir el t i e m p o p a r a que el a g u a caída en ia p a rte m á s leja n a de la c u e n c a lle g u e al c au c e d e salid a. Si la to r m e n ta con tinú a d e sp u é s d e T c, se su p o n e q u e toda la c u e n c a está a p o r ta n d o e sc o rr e n tía ¡¡1 cauce o s i s t e m a d e sa n e a m ie n to . E s t e c o n c e p to se u tiliza e n el d ise ñ o de re d e s íle saneam ie nto y p e q u e ñ a s re d e s de d r e n a je (vé ase u n e je m p lo en el C a p í t u lo 12)- N o se c o n s i d e r a a d e c u a d o p a r a g ra n d e s c u en c as ru r a le s, c o n v a rie d ad de usos de la tierra. O t r o s c o n c e p to s u tiliz a d o s in clu y e n el c o n c e p to c lásico de flujo superficial de H o r t o n y tam bién el c o n c e p to de interflu jo su b s u p e r f ic ia l que r e s ponde el estado d e in filtració n. La Figura 4 .2 7 ilu s tra u n a r e s p u e s t a idealizada y s im p lific a d a d e u n a c u e n c a a diferentes n iv e le s d e infiltració n. Se s u p o n e que la t o r m e n t a tiene una in te n sid a d d e lluvia u n i f o r m e ir y u n a d u r a c i ó n tr. L a tasa m í n i m a d e infiltración p a r a el suelo es A, y el l ie m p o n e c e s a r io p a r a sa tu rar va ria rá d e p e n d i e n d o de la i n te n s i dad. N o hay e s c o r r e n t í a (R = 0) si: 1. 2.
La d u r a c i ó n d e la t o r m e n t a /r es m e n o r de la r e q u e r i d a p a ra sa tu rar la su pe rficie del suelo. La i n te n s i d a d de t o r m e n t a ir es m e n o r q u e la t a s a m í n i m a d e in f il t r a ción A¡.
El caso 1, m o s t r a d o en la F i g u r a 4 .2 7 (a ,, es c u a n d o la d u r a c ió n de la to r m e n ta í es m enor d e r.,, el tie m p o m í n i m o n e ce sa rio p a ra s a tu r a r el terreno p a r a una intensidad de llu v ia , ir N o h ay e s c o r r e n t ía y el difícil de h u m e d a d de suelo d i s m i nuye. La i n te n s i d a d d e lluvia, ir, es m a y o r que la tas a A,. El c a s o 2, m o s t r a d o en la Figura 4.27(b), es c u a n d o la i n te n s id a d de ia to rm e n ta ir es m e n o r que ia intensidad ixínima Á. u s a d a p a r a saturar el su e lo . N o h a y e s c o rr e n t ía su perficial. E l c aso 3,
C O NC EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
(bl Casa 2
Figura 4.27.
Características de una tormenta frente a la capacidad de infiltra ción (adaptado de Bras, 1990).
m ostrado en la Figura 4.27(c), es cuando la intensidad de torm enta y la duración son m ayores que A , y t0 respectivam ente. E ntonces sí hay escorrentía superficial, es decir R > 0. Al principio de la tormenta, no hay suficiente eseorrentía su p erfi cial, ya que to d a la lluvia va inicialm ente a infiltrarse al terreno, y la hum edad del suelo va aum entando continuam ente hasta que eventualm ente no hay déficit de hum edad. L a escorrentía superficial se produce después de que la intensidad de torm enta i,, se iguala a la tasa de in filtració n /, y esto sucede en /u. E ste período de tiempo ha sido definido com o el tiempo necesario para saturar e¡ alm acenam iento en depresiones o estancam iento. El tiempo de estancam iento depende del tipo'de suelo pero m ás específicam ente en el estado previo de hum edad del suelo. El lector p u ede ver Bras (1990) para mas detalles.
246
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
D o s tipos d e m e c a n i s m o s de e s c o rr e n t ía superficial son el m e c a n i s m o de H orton y el m e c a n i s m o d e D u n n e , m e j o r e x p lic a d o s p o r B r a s (1 9 9 0 ). E l c lá sic o m e c a n ism o de H o r t o n se d e sc rib e c o n r e fe re n cia a la F i g u r a 4 . 2 8 (a ) c o m o sigue. A n te s d e u n a o b s e r v a c i ó n de llu via, el per!".', vertical de h u m e d a d de) s u e l o se ind ica p o r la c u r v a t°. S u p o n g a m o s q u e la lluvia tiene u n a t a s a de p r e c i p it a c i ó n (P) m a y o r q u e la c o n d u c t i v id a d h i d r á u l i c a sa tu r a d a (K sat). A m e d i d a que el e p i s o dio d e lluv ia a v a n z a , el perfil ve rtica l d e h u m e d a d d e su e lo p a s a d e r°, a t \ a r , a í 3. E n ?3, la s u p e r f i c i e e stá s a tu rad a . E n este p u n to , la tas a d e in f iltr a c ió n c a e por debajo d e la i n t e n s i d a d de llu via, y c o m i e n z a el flujo s u p e rficial. E s t o se c o n o c e c o m o el t ie m p o d e e sta n c a m ie n to . L a c o n d ic i o n e s n e c e s a r ia s p a ra e l m e c a n i s m o de H o r to n ( F r e e z e , 1980) son: 0 U n a tasa d e l lu v i a m a y o r q u e la c o n d u c t i v id a d h i d r á u l i c a s a tu ra d a ° U n a d u r a c i ó n m a y o r q u e el t ie m p o de lag u n a ie
E l m e c a n i s m o d e D u n n e se e x p lic a c o n re fe re ncia a L Fig. 4 .2 S (b ). Se s u p o n e que la in te n s i d a d d e p re c ip ita c ió n (Pj es m e n o r q u e la c o n d u c t i v i d a d h id r á u lic a Contenido de humedad
Contenido de humedad
P
0
(a) Mecanism o de Horton [ P > K.s.)
Figura 4.28.
—; r
t2 r3 £
r* nem po
(b.¡ Mecanismo de Dunne [P < /C,al)
Perfiles verticales de h u m e d a d de un s u e lo c a m b i a n d o d urante un a o b s e rv a c ió n de lluvia (a daptado de Bras, 1390).
C O N C EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
247
saturada (K sat). E l perfil v e rtica l d e h u m ed a d del suelo antes de la lluvia se indica c o m o í°. A m e d i d a que p r o s i g u e la lluvia, el perfil vertical de h u m e d a d p a s a de t [\ a t ], a f2, a i 1, a t 4, a t s. E n i 5, el nivel freático ha su bid o h asta la su pe rficie del agua, p r o v o c a n d o saturación de la superficie y e stan c am ien to , se g u id o d e flujo superficial (B ra s, 1990; F r e e z e , 1980). L a r e s p u e s t a d e una c u e n c a a la lluvia d e p e n d e de la t o p o g rafía de la c u e n c a y de la d ista n c ia a los cauces. G e n e r a l m e n t e se e n c u e n tra que el m e c a n i s m o de finjo de H o r t o n se p ro d u c e e n z o n a s pe n die n te arriba lejanas d e ios c u rso s de agua, m ie n t r a s q u e el m e c a n i s m o d e D u a n e s es m á s p roba b le en las p ro x im id a d es de los cursos. T a m b i é n se ha e n c o n tra d o que es m u y im p ro b a b l e que el 100 por 100 d e u n a c u e n c a p ro p o r c i o n e flujo superficial d u ra n te una to rm e n ta. L o que sueede, p o r el contrario , es q u e área s parciales de u n a c u en c a c o n tr ib u y e n y esta c o n trib u ció n v aría con el t e r r e n o y los factores topo gráficos. D o n d e la c o n d u c t i vidad h i d r á u l i c a superficial e s la m á s baja, se g e n e r a el flujo superficial de H o r ton en área s p arciales de tie rras en pendiente. D o n d e los niveles freáticos están m á s p r ó x i m o s a la superficie, se gen era el flu jo superficial de D u n n e en áreas parciales d e tierras en p e n d ie n te . M u c h o s estu d io s han c o n c l u i d o que sólo u n a fracción del área de una cuenca co n trib u y e a la escorrentía. L o s e studios de c u e n c a s de Bctson (19 6 4 ) c o n c l u y e ron que, d e m e d ia , a lre d e d o r d e un 2 2 p o r 1 0 0 de u n a c u en c a c o n trib u y e a la escorrentía. L a realidad p o r s u p u e s to es q u e las áreas de una c u e n c a aportan escorrentía en p r o p o rc io n e s v a ria b le s . El c o n c e p to de e scorrentía de o rigen v a ria ble so stie n e q u e la e sc o rre n tía se g e n era d i r e c ta m e n te de la pre cip ita ció n ha cia áreas que e s tá n saturadas c o n u n nivel freático en asc enso. L a e s c o r r e n t ía así p r o d u c i d a tiene dos c o m p o n e n t e s 1. 2.
L a p re cipita ción q u e n o p u e d e pen etrar la superficie del terreno p a sa a ser e s c o rr e n t ía directa. A g u a de ia subsupcrficie, al elevarse h a sla la superficie, p a sa a se r e sc o r r e n t í a d e superficie.
Este ú ltim o c o m p o n e n te a v e c e s se d e n o m in a flujo de retorno y es u n o de los m e c a n i s m o s p o r los que el a g u a subsu perficial se c o n v i e n e en flujo por un cauce. El agua su b s u p e if ic ia l t a m b i é n p u e d e seguir su ru ta de agua b a jo la supe rficie y e v e n t u a l m e n t e aflorar a un c a u c e , pero este m e c a n i s m o está m u y re tra sa d o y a que ia v e lo c i d a d del agua b a jo la supe rficie (co n d u ctiv id a d hid ráulica ) es e n tre cinco y d iez ó r d e n e s de m ag n itu d m e n o r que el f lu jo sobre la su p e rf ic ie del terreno. Esta m a t e r i a la trata con d e ta l le B ra s (1990). B is h o p ( 1 9 9 1 ) c o n c e p tu a liz ó el caudal en u n c au c e c o m o c o m p u e s t o p o r una e sc o rre n tía superficial y una e s c o rr e n t ía sub superficial. T rató a la e sc orre ntía su perficial c o m o « a g u a n u e v a » , es decir, de u n a to rm e n ta en curso. T rató a la escoiren tía su b s u p erficia l c o m o « a g u a vieja» o a g u a p re v ia a la pre cip ita ció n (de una torm e nta d e varias s e m an a s atrás). Su interés e stab a en ¡a c o rre lac ió n en tre la descarg a d e un cauce y la a c i d e z del cauce. C o n c lu y ó a p a rtir de e stu d io s en E scocia y S u e c ia que el « a g u a n u e v a » era m u c h o m e n o s ácida q u e el a g u a «pre via a la p re c ip ita c ió n » y q u e e s ta ú ltim a c o n tr ib u y e p o c o al h i d r o g ra m a del cauce.
248
IN G E N IE R ÍA a m b i e n t a l
El a g u a d e la z o n a no s a t u r a d a p u e d e ser, en c ie rta s c u en c as , i a f u e n te p r in c i pal d e f lu jo b a se . T a m b i é n se h a i d e n tif ic a d o en los e s t u d io s que h a y u n a franja i lo largo d e lo s m á r g e n e s d e u n c a u c e c u y a anchura v a r í a c o n la l lu v i a y q u e está p e rm a n e n t e m e n t e sa tu ra d a . E sta f r a n j a p r o d u c e f lu jo s u b s u p e r f ic ia l p a r a f o rm a r la p u n t a d e i n u n d a c i ó n en el h i d r o g r a m a d e caudal.
4.8.1.
Conceptos de pluviometría frente a escorrentía
L a F i g u r a 4 . 2 9 d e B i s h o p ( 1 9 9 1 ) m u e s t r a o c h o c ro q u is d e d ifere nte s c o n c e p to s de pluviom etría fren te a la escorrentía. E l e sq u e m a (a) e s el enfoque h i d r o ló g ic o tra dicional en el q u e se c o n s i d e r a q u e l a l lu v i a se s e p a ra s ó lo en dos p a rte s: el flujo superficial y la in filtrac ió n . E l flu jo s u p e rficial se s u p o n e u n i f o r m e a lo la rg o de la c u e n c a . T a m b i é n se s u p o n e u n i f o r m e a la infiltrac ión. E ste c o n c e p to se deno-
(a) Infiltración en exceso al flujo superficial
te) Caudal subsuperficial
Pr!
. (b) Area contribuyente parcial
v wt
(f) Flujo en cuña saturada
Pri
(g) Acanaiado de agua subterránea
P r | _
(ci) Flujo en macroporo
Figura 4.29.
i
7 Wt
(h) Retroalimentación de transmisividad
M e c a n i s m o s de g e n e ra c ió n dé la escorrentía: Pr es precipita ción, In es infiltración, W t es nivel freático, Ot es flujo superficial, St s s flujo lateral s a tu ra d o a través de ¡a matriz de suelo y Ut es flujo lateral no . aturado. El s o m b r e a d o indica áreas s a t u r a d a s tem po ra lm e nte durante los c a s o s de escorrentía d o n d e el a g u a previa p u e d e jugar un papel principal en ia ge n e ra ción de la escorrentía (se gú n B ish o p , 1991. R e p r o d u c id o con autorización).
CONCEPTOS D E H ID RO LO G ÍA
249
m in a modelo de infiltración en exceso cil flujo superficial. M á s r e cien te m e n te, en vez d e con sidera r q u e el flujo superficial es u n ifo rm e , a lg u n o s e studios han i n d i cad o q u e sólo p a rte s d e la cu en c a c o n tr ib u y e n a! flujo su p e rficial. Este c o n c e p to se lla m a modelo de área contribuyente parcial y a pare ce en el e sq u e m a (b). Otro concepto, m o str a d o en el e s q u e m a (c). es e! de saturación en exceso sobre el flujo superficial, en el q u e el flujo superficial sólo se p r o d u c e c u a n d o un área tiene c o n d ic io n e s de subsuelo sa tu rad o y exfiltra, p r o v o c a n d o el ¡lujo s u p e r ficial. Un c o n c e p to a ún m á s re cien te de flujo en macroporo es c uan do la e s c o rren lía subsu perficia l se p ro d u c e en la z ona n o saturada a t r a v é s de m a c ro p o r o s su bsu perficiales c o n o sin flujos en superficie. El conce pto d e caudal subsupetjicial a pare ce en el e s q u e m a (e), d o n d e tanto el subsuelo d e la z o n a no s a t u r a d a c o m o el inferior al niv el freático c o n tr ib u y e n con un in te rflu jo al cauce. El flujo en cuña saturada a p a r e c e en el c roq uis (f) y el acanalado de agua subterránea en el c roqu is (g). E l r e c ie n te conce pto d e retroalimentacióu de transmisividad se r e p re se n ta en (h). A q u í el grueso de la e sc o rre n tía se m a n tie n e d e n tro de la m a t r i z de suelo po r u n a r e la c ió n postulad a de r e tro a lim en ta ció u e n tr e u n nivel freá tic o a sc e n d e n te y la t r a n s m isiv id a d de la p e n d ie n te , que r o m p e la v e lo c id ad de a s c e n so de l n: el freático.
4.8.2. El hidrograma El h id r o g r a m a (o h idró grafa ) es u n a re pre se ntac ión gráfica d e la descarga de un c a u c e frente al tie m p o . E n la F igu ra 4 .30 a p are ce n h id r o g r a m a s para d ifere n te s tipos de torm entas. L a fo rm a más clásica de h id ro g ram a es la d e la Figura 4.30(d). Ei flujo base es el c o m p o n e n te del flujo su m in is tra d o p o r a g u a subterránea. El in terflujo es su m i n is tra d o p o r a gua subsu perficial pa ra la m a t r i z de suelo i n s t a u rado. L a form a del h id ro g ra m a d e p e n d e del flujo superficial, flu jo subsuperficial, flujo su bterráneo, p e n d ie n te del terreno, p e n d ie n te del c a u c e , rugosidad de la tierra y del canal, y del tipo, intensidad y d u ra ció n de la lluvia. P a r a la Figu ra 4 .3 0 se su p o n e que el r e g is tr a d o r de caudal está en el lado aguas a b a j o d e la c u e n c a en todo s los casos. L a F ig u r a 4.30(a) es un h i d r o g r a m a que p u e d e resultar de u n a t o r m e n ta en el la d o su perior de u n a divisoria, p ro d u c ie n d o un flujo base i n c r e m e n t a d o y algo de e sc o rre n tía superficial. L a F ig ura 4 .30 (b) es la respuesta a u n a t o r m e n t a en el la d o ag u as abajo de la d iv isoria d o n d e la re sp u e s ta del río es rá pida . L a Figura 4 .3 0 (c ) es el caso de un h id ro g ra m a de e s c o rr e n t ía superficial c o n lluv ia en to d a la cuenca. L os e le m e n to s de interés para el h id ro g ra m a i n c l u yen la m ag n itu d d e la punta, el t ie m p o h a sta la p u m a, la d u r a c i ó n del h id ro g ra m a y la separación de l flujo base, el interflujo y la e sc orre n tía superficial. E n la F ig u ra 4 .3 0 (a ), la form a de la c u e n c a se enfoca h a c i a un punto en la d e s c a rg a de la c u e n c a y la torm enta de llu v ia c u bre la m itad s u p e r i o r de la c u e n c a . L a fo r m a del h i d r o g r a m a m uestra u n a re sp u e s ta retrasada, e n c o m p a r a c ió n c o n la F i g u r a 4.30(b). C o m p a r a n d o (c) y (d), se ve q u e la c u en c a m á s a n ch a en la p arte s u p e rio r (c) g e n e r a u n a punta de h i d r o g ra m a a te nuada y r e tr a s a d a . Véase S h a w ( 1 9 9 4 ) pa ra d e ta lle s d e con stru cción del h id r o g r a m a y m é t o d o s para s e p a r a r el flujo directo del flujo base.
250
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
R e s p u e s ta r á p id a — c o rta d u r a c ió n
liem po r (a) Liuvia e;n el extremo superior de la cuenca
fb) Lluvia en e) exrremo inferior c e la c u e n c a
(c) Liuvia en toda ia cuenca
id) Lluvia en iodo la cuenca
Figura 4.30. interacción entre ia forma de la cuenca y co bertura de la to r menta para producir el h id r o g r a m a (adaptado de V e i s s m a n et al., 1977).
4.8.3.
El hidrogram a unitario
El h i d r o g r a m a unitario se d e f i n e c o m o la d e s c a r g a de u n a c u e n c a q u e r e s u l ta de 1 0 m m de e s c o rr e n t ía d ir e c ta g e n e r a d a u n i f o r m e m e n t e s o b re el á r e a d e d r e n a j e a u n a i n te n s id a d u n ifo rm e de p re c ip ita c ió n p a r a a n a u nidad d e tie m p o , p o r e j e m plo, 1 h o 1 día. El h i d r o g r a m a unitario de T h o r a s se d e fin e c o m o el r e s u l ta d o de la altura u n i d a d de p l u v io m e tr í a efectiva c a y e n d o d u ra n te T h o r a s s o b r e to d a la cuenca. L o s tres su pue stos e n e s t a teoría son: 1.
2.
El c au d a l del río Q es p ro p o r c io n a l a ia p l u v io m e tr í a e fectiv a. E n la F i g u ra 4.31 (a) (am bas o b s e r v a c i o n e s de l l u v i a d e la m i s m a d u r a c ió n ) se ve q u e a u m e n t a n d o la i n te n s i d a d d s l lu v i a d e / a ni p r o d u c e u n h i d r o g r a m a c o n u n a m a g n i t u d d o b l e d e caudal p u n t a . L a r e la c i ó n e fec tiv a p l u v io m e ír í a / e s c o r r e n t í a n o va ría c o n el tie m p o . E n el s u p u e s t o 1 a n te rio r se v e en la F i g u r a 4.31 q u e a m b o s h i ó r o g r a m a s
C O NCEPTO S DE H ID R O LO G ÍA
251
Sólo se muestra la precipitación neta
Principio proporcional det hidrograma unitario
3
¿ a
JIL
Sólo precipitación neta
Hidrógrafa de escorrcntía resultante obtenida ai sumar as ordenadas de las tres hidrógraías componentes
Tiempo ’rincipio de superposición del hidrograma unitario Ib}
Figura 4.31.
3.
Sup uesto s del hidrogram a unitario.
(Fig. 4.31(a)) tienen la m ism a duración, porque am bas observa, iones de lluvia tienen la m ism a duración. Se aplica el principio de superposición. De la Figura 4.31 (b), el prim er episodio de lluvia produce el hidrogram a núm ero 1. Un segundo episodio de lluvia subsiguiente p roduce el hidrogram a num erado 2 y un tercer episodio produce el hidrogram a numerado 3. El efecto acum ulativo de los tres episodios de lluvia es p ro du cir un hidrogram a que es la adición de los tres hidrogram as individuales (es decir, 1, 2, y 3).
252
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
D o o g e ( 1 9 7 3 ) r e s u m ió q u e la teoría del h i d r o g r a m a u n i ta ri o m o d e l a b a los siste m a s h i d r o ló g ic o s c o m o lin e a le s e i n v a ria n te s en el tie m p o . L o s su p u e sto s de la te o ría del h i d r o g r a m a u n ita rio sim p lifica n la c o m p r e n s i ó n h id r o ló g i c a , aun c u a n d o nin g u n o d e los s u p u e s to s tie n e p r o b a b il i d a d de ser e s t r ic t a m e n t e c orre c to. P a ra a p lic ac io n e s d e in g en ie ría , estos s u p u e s t o s se usan a m p l i a m e n t e . P o r e j e m plo, si te n e m o s u n a c u e n c a y un r e gistro d e los h i d r o g r a m a s d e b i d o a d ie z t o r m en ta s d iferen tes, p o d e m o s p r e p a r a r p a r a c a d a t o r m e n t a d i e z h i d r o g r a m a s u n i ta rios c o rre s p o n d i e n te s a t o r m e n t a s u n ita riz a d a s ( n o r m a liz a r to a o s lo s h i d r o g r a m a s c o m o si todas las to r m e n t a s f u e ra n to r m e n t a s unitarias de, d i g a m o s , 1 0 m m de plu v io m e tría). P o d e m o s t o m a r u n a m e d i a de e so s diez h i d r o g r a m a s u nita rios y lla m a rla el h i d r o g r a m a u n ita r io d e e s a c u e n c a , d e b id a a u n a t o r m e n t a de iO m m . A sí c u a n d o haya otra t o r m e n ta de, d ig a m o s, 5 0 m m p o d e m o s c a l c u l a r el n u e v o h id r o g r a m a a p a rtir de l h i d r o g r a m a unitario.
4.8.4.
El método racional
M u l v a n e y ( 1 8 5 ! ) , K u i c h li n g ( 1 8 8 9 ) y L l o y d - D a v i s (19 0 6 ) tie n e n el crédito de h a b e r e s b o z a d o e s t e m é t o d o e m p í r i c o d e c á l c u l o d e e s c o rre n tía , d e a c u e r d o con
Qf¡ = 0 ,27 8 CIA donde
n r/s
(4.3 0)
Op ~ c a u d a l p ic o del río, m 3/s C = u n c o e f i c i e n te d e e sc o rr e n tía o d e i m p e r m e a b il i d a d que v a r ía d e 0,05 p a r a sue los a r e n o s o s lla nos h a s t a 0,9 5 p a r a t o p o g r a f ía u rb a n a i m p e r m e a b le
1 = in te n s i d a d de p re c ip ita c ió n u n if o r m e en m rn /h a lo largo del t ie m p o de c o n c e n tr a c ió n TL. A = la c u e n c a o área de c ap tac ió n , k m 2 É ste es un m é t o d o sim p lista y no de b e u s a r s e m á s que p a r a o b t e n e r una e s t im a ción p r e v ia a p r o x i m a d a de Q El c o e fic ie n te de e s c o rr e n t ía C d e p e n d e de la g a m a c o m p l e ta d e p a r á m e t r o s d e r e sp u e s ta d e la c u enc a, i n c l u y e n d o las c o n d i c i o nes a n te ce d e nte s, el e stad o de h u m e d a d del su e lo , el tipo d e sue lo, la p e n d ie n te del terreno, el uso del t erre n o , la p ro f u n d i d a d del nivel freá tic o , etc., y ta m b ié n de los p a rá m e t r o s d e t o r m e n t a i n c l u y e n d o ia d u r a c ió n , d i s trib u c ió n espa cial, etc. E sta f ó r m u la se p u e d e u s a r con c u id a d o en p e q u e ñ a s c a p t a c i o n e s p a r a to rm e n tas de corto p e río d o d e r e to rn o . Pa ra p e r ío d o s de re to rn o m a y o r e s d e u n o s c in c o años y áreas de c a p ta c ió n m a y o r e s d e 1 0 krn 2 el m é t o d o ra cio n al e s t i m a un On m a y o r que el m é t o d o de l h i d r o g r a m a u nita rio o el m é t o d o d e las c a ra c te rís tic a s de ia c u e n c a F S R ( F i o c i S m d i e s R e p o r t 1975) ( v é a s e Sec. 4.10.1). E l m é t o d o r a c i o n a l h a sido a d o p ta d o p a r a el d ise ñ o d e a lc a n ta r illa d o s u r b a n o s p o r l i y d r a u l ic s R e s e a r c h , de W a l l in g f o r d (19 83). E l m é t o d o W a l l in g f o r d utiliza el m é t o d o racion al m o d if i c a d o s ic u ie n te:
Q„ = 0,278 C„C,,M
( 4 .3 1 )
CONCEPTO S DE H ID R O LO G ÍA
donde
253
C„ = c o eficie n te v o l u m é t r ic o de e sc orre n tía q u e v a ría d e s d e 0,6 p a ra s u e l o s d e dre naje rá pid o h a sta 0,9 p a r a sucios p e s a d o s con las á r e a s urbanas en a p r o x im a d a m e n t e 0,75
C,¡ — u n coeficiente d e ruta, n o rm a lm e n te 1,3 I = in te nsid a d de llu via, nn n /h A = á r e a de c aptació n, k m 2 L a e scorrentía u r b a n a se trata en la S ección 4 .12 d o n d e se u tiliza e.1 m é to d o r a c i o nal m od ific ad o. T a m b i é n se p u e d e usa r en el d ise ño de a lc anta rillas de su cie dad/torm enta tal c o m o se e x p lic a en un e je m p lo en el C a p ítu lo 12.
4.8.5. Modeíizado de cuencas E l m o d e íiz a d o d e cuencas v a ría d e s d e el m o d e l o tipo m é t o d o raciona! h a sta los m od elos de c o m p o n e n t e s to ta l m e n t e integrados, determ inistas, b a sa d o s en la físi ca y c o ntinuo s d e S H E (A bbo t el al., 1986) o H S P F (1984). U n o d e los m o d e l o s m ás d etallados e s el H S P F ( U S E P A , 1984) q u e ha estado en d e sa rro llo d e s d e los sesenta. T u v o su orig en en H a r v a rd , Stanford y el U S Corps o f E n g in e c rs . E ste es un m o d elo i n te g r a d o h id ro ló g ic o -h id ro q u ím ic o u n id im e n sio n a l, ideal para i d e n t i ficar las p rá c t ic a s de buena g e s t ió n de la calidad del a gua en c u en c as d e ríos. H S P F es un m o d e l o de c o m p o n e n t e s basado s en la física, e s decir, cada c o m p o nente del c ic lo hid ro ló g ic o se d e s c r i b e m a t e m á tic a m e n te p o r m e d io de las e c u a ciones e m p ír ic a s o exactas q u e lo rigen. A sí que todos los c o m p o n e n t e s e stán i n te rrela cio n ad o s . Los c o m p o n e n t e s incluyen las diferentes c a p a s de terreno d e s critas por los pa rám etro s: z o n a d e a lm a c e n a m ie n to superior, z o n a de a lm a c e n a m ie n to inferior, z o n a de e v a p o tr a n s p ir a c ió n inferior, etc. E ste m o d e l o y el m o d e lo S H E son c o m p l e jo s y la m a lin te rp re ta c ió n de un solo p a r á m e t r o es sufic ie nte para hacer q u e los resultados n o ten gan se ntido. A m b o s m o d e l o s son ta m b ié n continuos, es d e c i r q ue n e c e sita n datos c o m o entra das de series de tiem po (por ejem plo, llu v ia a in crem ento s d e 15 m in utos) y las con vie rte n en salidas de series de tiem p o ( p o r ejem p lo, h i d r o g r a m a s co m p le to s , m ás que los c auda le s p u n t a s o lam ente). L a se c u e n c ia de finjo del m od elo S H E aparece e s q u e m á ti c a m e n te e n la Figura 4.32. Vieira et al. (1994) discuten el m o d elo de M I K E S H E . M IK F. es un m o d e l o h i d ro d in á m ic o p a r a ríos, e stu ario s, canales, etc., y S H E es el m o d e lo de la c u e n ca. A m b o s M I K E y S H E están in te rre la c io n a d o s para un ó p t im o m o d e í i z a d o y planifica ción d e la cuenca. V i e ir a et a!. (1994) detallan q u e se p u e d e usa r pa ra planificación d e cuenca de río, sum inistro de agua, plan ifica ció n de riegos y d r e najes, gestión y control en t ie m p o real, evaluació n de c o n ta m in a n te s de sitio s de e vacuación d e residuos, e v a l u a c i ó n de im p a c to s de c am b io s a usos del terre n o y prá cticas a g ra ria s , gestión del s u e lo y del agua,- estudio s de efecto s del c a m b i o clim ático y ev alu ac io n es e cológ ica s. Otros m o d e l o s más sencillos en uso son los m o delos d e p a r á m e t r o a g ru p a d o . Estos t r a n s f o r m a n la p l u v io m e trí a real en d e sc a rg a de e sc o rre n tía m e d i a n te la c o n c e p tu a liz a c ió n de que t o d o s los pro cesos en la c u e n c a tienen lugar en un
254
INGENIERÍA A M B IE N T A L
Figura 4.32. Re p re se n ta ció n e squem átic a de la estructura del m o d e lo hldrol ó g i c o e u r o p e o (SHE), el sistem a h id r o ló g ic o (adaptado de A b b o t eta L, 1986. R e p r o d u c id o co n auto rización de Elsevier Sc ience).
p u n to d e l esp acio. N o t o d o s los p a rá m e t r o s físico s p u e d e n i n c l u i r s e en un e s q u e m a sem ejan te . El e n f o q u e del h i d r o g r a m a u n ita r io , q u e p u e d e u t il i z a r una m a g n i tud d e to r m e n ta i n d i v i d u a l o un h ie to g r a m a , se c o m b in a c o n p a r á m e t r o s s i n g u l a res d e la cuenca, tale s c o m o área d e la c u e n c a , p e n d ie n te del c a u c e , m a g n itu d de las lluv ia s p re v ia s y tipo d e t erre n o , pa ra p r o d u c i r u n h i d r o g r a m a d e la d e scarg a. E n estos m o d e l o s a g r u p a d o s , el p a r á m e t r o final de inte rés es el caud al p u n ta, Q . L a fo rm a o la d u r a c i ó n de l h i d r o g r a m a n o suele ser n e c e s a r ia en estos m o d e los. C o m o tales, los m o d e l o s a g ru p a d o s p r o p o r c i o n a n u n a e s t i m a c i ó n de ios c a u dale s p u n ta en, d i g a m o s , los e je m p lo s de i n u n d a c ió n . L a relación del a g u a c o n el su e lo es de la m a y o r i m p o r t a n c i a e n el m o d e í i z a d o de cuenc as. A l g u n o s de los p a r á m e t r o s sig n ific a tiv o s i n c l u y e n el a lm a c e n a m i e n t o en la z o n a su p e rio r (e st a n c a m i e n t o ), el a lm a c e n a m i e n t o en l a z o n a in ferio r (z o n a n o saturada) y la e v a p o t r a n s p ir a c ió n en la z o n a inferior. P e q u e ñ o s c a m b io s e n estos p a r á m e tr o s p u e d e n d a r lu g a r a c a m b i o s sig n ific a tiv os en la h i d r o d in á m ic a de la d e scarga. P o r e je m p lo , los n iv ele s de a g u a de v e r a n o e n la g o s y ríos p u e d e n d e p e n d e r m u c h o del flu jo s u b te rrá n e o . Si 1 1 0 se e n tie n d e e sto, p u e d e que n o se m o d e l i c e n c o r r e c ta m e n t e lo s n iv e le s en lo s la g o s en v e ra n o . A d ic io n a lrn e n te , d a d a la fuert e c o r re la c ió n e n tre ia calidad de l a g u a y la d e s c a r g a , si se u tiliza u n m o d e l o a coplado e n tre 1a h i d r o d in á m ic a y la c a l i d a d del a g u a c o m o el H S P F o el S H E , es i m p o rt a n te q u e la h i d r o d in á m ic a esté m o d e liz a d a c o n la m a y o r p re c isió n p osible. L o s n iv ele s de s e d i m e n t o y las c a r g a s d e nutrien tes d e p e n d e n sig n ific a n -
255
C O N C EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
v a m e n te de u n o s h id r o g r a m a s d e d e sc a r g a pre cisos. E n el C a p ítu lo 21 se d e s c ri ban m á s detalles s o b r e m o d e íiz a d o .
INSTRUMENTACIÓN HIDROLÓGICA
A.9.
b b le capítulo s o b r e c onceptos h id ro ló g ic o s no p u e d e deta lla r de n i n g u n a m a n e r a (rwr causa d e las lim ita c io ne s d e espacio) Ja e n o r m e g a m a de i n s tr u m e n to s q u e se están utilizand o e n hidrolo gía. S e re m ite a los lec tore s a los fa b ric an te s y a otros textos en h i d ro lo g í a , p o r e je m p lo , R o se n b e r g el al. (1983), S h a w (19S4), B ra s C1990), D in g m a n (1 994 ), B e d íe n t y H u b e r (19 8 8 ) y C h o w el al. (1988). 'La T a b la 4.14 r e s u m e a lg u n o s a para tos de in strum e ntac ión. Tabla 4.14. -
;
A p lic a c ió n
-
Instrum entación hidroló gica y
.;
In síru m c n ü ic ió jí
P a n ír n e íro s
P lu v ió m e tro
—
in ten sid ad
R a d a r
—
d u ració n
N iev e
N e v ó m e tro
—
p ro fu n d id ad
E sc o rren tía
V erte d ero s
P recip itació n
en
V , v erted ero s
R eg istrad o res
lE n e rsía /'m e te o ro lo g ía /a ü iió sfe ra
T erm isto re s
—
p eq u eñ o s
nivel
—
otro s
só n ic o s
—
velo cid ad
—
tem p era tu ra
de
A n e m ó m e tro s
infrarrojos
I
del
.
A n e m ó m e tro s
:
v elo cid ad
V eleta
—
direcció n
!
H ig íó m e Jro s
—
h u m e d ad
I
T e rm o p a re s H id ró m etro s
i
P laca
: E v ap o ració n
L isim etro
de c azo leta
de p u n to
d e flu jo
térm ico
B a n d e ja
de
de
S o n d a
su e lo
de
niev e
cau d ales
del
v ien to
de la su p e rfic ie
dul v ien to del
v ien to
—
te m p era tu ra
—
t e m p e ra tu r a /h u m c d a d
d e su elu
—
en erg ía
—
ev ap o ració n
e v ap o ració n
—
n e u tro n e s
—
del
aire
rad ia n te
al
su elo
d e la s u p e rf ic ie
su elo
ev ap o ració n ficie
H u m e d ad
de
ro cío
de
del i
liu v ia
la llu v i a
su elo
—
I
d e de
del
h u m e d ad
d e sd e la s u p e r
ag u a del
su elo
en
un
del
su eln
en
un
vo lu m en S o n d a
d e
—
c ap a cita n c ia
h u m e d ad v o lu m en
R e flscto ip eiría del
l C o n d u ctiv id ad
h id ráu lica
R -rttecto m etría del
| A gua
su b terrán ea
en
el
d o m in io
—
h u m e d ad
del
su elo
en
el
d o m in io
—
c o n d u ctiv id ad
—
e lev ació n /caíd a
tie m p o
h id ráu lica
tie m p o
P o z o s
dei
niv el de
agua
* ;a b '.a .
A h o ra se utiliza
teled etecció n
y detecció n
p o r satéiiie p a ra c ad a u n o
d e lo s p a rá m e tro s
d e esta
256
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
T ra d ic io n a lm e n le , la i n s t r u m e n t a c ió n p a ra d e te r m i n a r los p a r á m e t r o s h i d r o lógicos (por e je m p lo , p l u v io m e tr ía , e sc o rre n tía , e v a p o ra c ió n , etc.) e r a in-siru. T í p ica m ente, los p l u v ió m e tr o s (o l á m i n a s de lo n a/p lás tico en el piso d e los b o sq u e s) d e te rm in a b an la p re c i p it a c i ó n , se u t iliz a b a una b a te a d e e v a p o r a c i ó n pa ra e stim a r la e v ap o r a c ió n y p a r a d e te rm i n a r la e sc orre n tía se u tiliz a b a n r e g is tra d o r e s d e nivel de agua. T a m b i é n los p a r á m e tro s de m eteorología/' a tm ó s f e r a ( p o r e je m plo , tem peratu ra de] a ire, e n ergía, h u m e d a d , etc.) e stab a n b a s a d o s en tierra o in-silu. Esta tradición se h a u s a d o no sólo s o b r e su perficies terrestres sino t a m b ié n s o b re ios m are s y o c é a n o s .
4.3.1.
Teledelección en Hidrología
Sin e m b a r g o a m e d i d a q u e nos a c e r c a m o s al siglo x x i , ia m a y o r í a si no todos los p a rám etro s h i d r o l ó g i c o s serán d e te r m i n a d o s p o r te le d e te c c ió n m e d i a n t e satélite o radar. L a te le d e í e c c i ó n es el c a m p o d e la h i d r o lo g í a /m e t e o r o lo g í a /c i e n c ia c tm o sf é rica/ciencias d e la tierra etc., q u e d e te r m in a los p a r á m e t r o s ne c e sa rio s , a p a r tir d e m e d id a s n o del p a r á m e t r o m is m o , sin o p o r la f o r m a en q u e a lte ra el e sp e ctro e le c tro m a g n é tic o d e su e stad o c o n o c i d o . L a fo to g r a f ía en el e s p e c t r o visible es probablemente, la f o r m a m á s se n c illa d e tele detec ció n. L a s téc n ica s d e hoy e n d ía son c a p a c e s d e t o m a r m e d id a s s o b re todo el espectro e le c t r o m a g n é t ic o . D iv e rso s se nsores p r o p o r c i o n a n u n a in f o r m a c i ó n ú nica ace rca de las p r o p i e d a d e s ba jo la superficie terrestre, e n la sup e rficie terrestre ( t e m p e r a tu ra de l su e lo , te m p e ra tu r a del aire, h u m e d a d , p lu v io m e tr ía , etc.) y en diversas zona, de la a tm ó sfe r a (po r e je m plo , las n u b e s) . L a s m edid a s d e la radiación sola r re fle ja d a d a n in f o r m a c ió n sobre el albedo, lo s se n so re s té r m ic o s m id e n la te m p e ra t u r a de la supe rficie (tie rra o mar), y los s e n s o r e s d e m ic r o o n d a s m ide n las p r o p i e d a d e s dielé ctric a s del suelo en s u p e rf ic ie o d e la nieve. E l reto p a ra el e sp e cialista en teledetección y el científico de r e c u r s o s h id ráulicos es i n te ip r e ta r estas p r o p i e d a d e s m e d i d a s a d i s tancia d e f o rm a q u e p u e d a n u sa rse p a ra u n a ge stió n y s e g u i m i e n to efectivos (Eligirían y G u r n e y , 1991). El a sp e c t o s i n g u l a r de la teledetección en h id r o lo g í a es p ri m o r d i a im e n t e su c apacidad p a r a m e d i r la i n f o r m a c i ó n e spacial al c o n tra rio q u e los d a to s p u n tu ale s a partir de los q u e se han d e s a rr o lla d o la m a y o r ía d e los c o n c e p to s y m o d e lo s hidrológicos. A d i c io n a l m e n te , la c a p a c i d a d de m e d i r v a ria b le s d e e stado ( h u m e dad de suelo, t e m p e ra t u r a de superficie, etc.) en el área d e u n a c u e n c a es «casi» posible con la i ele d etec ció n . O tro h e c h o de la teledetección está lim ita d o a los se nsores de sa télite s y es la c a p a c id a d p o ten c ial d e r e u n ir c o n ju n t o s de d a tos d e largo p la z o (por e je m p lo , de dé c a d a s ), E n g m a n y G u r n e y (1991).
4.10.
CAUDALES DE INUNDACIÓN
S ie m pre h a sido d e in te rés pa ra los h i d ró lo g o s la d e te r m i n a c i ó n d e los c auda le s de a ven ida en ríos y la g o s d e sp u é s de las lluvias. A d ic io n a l m e n te , a los h id ró lo -
C O N C EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
257
ccs les g ustaría ser c a p a c e s de p r e d e c ir los c a u d a le s en ríos p a ra las lluvias q u e todavía no h an tenido efecto . En Ja p lan ifica ció n de in u n d a c io n e s o incluso en el diseno h idráulico de un p u e n te se utiliza el t é r m in o período de retorno o intervn¡o de recurrencia p a ra id entificar la sig n ific a ció n de una to rm e n ta o u n a a venida. Lina a v e n id a con un p e r ío d o de re to rn o de 5 a ñ o s tiene un 98 p o r 100 de p r o b a b i lidad d e ocurrir una v e z e n esos c in c o a ños y un 2 0 po r 300 d e pro b a b ilid ad d e ci'nrrir en sólo un año. S i m p le m e n t e indica que, digam os, la a v e n id a de c in c o años t ie n e un 98 p o r 100 d e p ro b a b ilid a d e s de o c u rrir dentro d e un intervalo d e cinco año s. P u e d e s u c e d e r en cualquier m om ento durante e so s c in c o años. L a a venida de cinco año no tiene lo g a r c o m o un reloj cad a c in c o añ os. De h e c h o p o d e m o s t e n e r la a v e n id a d e 100 añ o s en los p r ó x i m o s cinco años. L o s diseños d e ias re d e s d e alcantarillado se suelen b a sa r en un p e r ío d o de r e to r n o d e 2 a 5 años. Sin e m b a r g o , si esto es en un p ro y e c to de re n o v a c ió n u rb a n a c o n sótanos, el períod o de retorno p u e d e s e r de 5 0 a 100 años. T ípic am ente , las estructuras en ríos se d ise ñ an pa ra p e r ío d o s de r e to r n o de 30 a 50 años. M i e n tr a s m ayor sea e l . períod o de retorno, m a y o r será la in te nsida d de avenida. L os p e r io d o s de re to rn o aitos e s t á n re serv a d o s p a r a las e structu ras p o te n c ia lm e n te c a p a c e s de p r o d u c ir una catástrofe. L o s e m b a ls e s p o drían d ise ñ a rs e para 1.000 a 10.000 años. E n estos c a s o s, es de interés la P M F , o m á x i m a a v e n id a probable. U n a relación típ ica entre el c au da l y el p e r ío d o de r e to r n o a p a re c e en la Figura 4 . 3 3 . Se ve q u e la relación se a p ro x im a a la lin e a iidad p o r d e b a jo d e los cinco años. Más allá d e esto, es n o lineal y la d ifere ncia en tre los c a u d a le s de 500 y 1 .000 años es a p r o x im a d a m e n te 15 p o r 100. Pa ra Irlanda, el cálculo utilizado p a ra d e te rm in a r ¡a F i g u r a 4.33 (de F lo o d S tud ies R e p ort, U K , 1975) es
Q, 'O
- 3 ,3 3 + 4,2 e~'
(4.3 2)
Período de rstorno (años)
F ig u r a 4.33.
R e l a c i ó n t í p i c a d e l c a u d a l d e u n r í o y el p e r í o d o d e r e t o r n o .
258
IN G E N IE R ÍA AM BIEN TA L
donde
y = in [—ln (1 - I Ifj]
(4.33)
Q = la i n u n d a c i ó n m e d i a anual O, = l a m a g n i t u d d e i n u n d a c i ó n c o n un p e r í o d o d e r e to r n o de / años Las e c u a c i o n e s (4.32) y (4 .3 3 ) son e c u a c i o n e s e m p íric a s d e F S R ( N E R C , 1975). Este ú ltim o d o c u m e n t o es u n a c o m p i l a c ió n de todos lo s datos d i s p o n i b le s de p lu v io m e trías y c a u d a le s d e ríos en W a n d a y el R e in o U n i d o ba sta 1 9 7 0 (a lg u n o s registros d e p l u v io m e tr í a y de c au d a le s d e ríos datan d e p rin c ip io s d e lo s años 1800) q u e f u e ro n a n a l i z a d o s y d e los q u e se p r o d u j e r o n e c u a c i o n e s d e re g re sió n para d e te r m i n a c i ó n d e c a u d a le s de a v e n id a . El d o c u m e n t o F R S p r o d u j o lo q u e se conoce a m p l i a m e n t e c o m o el m é t o d o de las c a ra cte rís tica s d e c u e n c a p a r a p r e d ic ción de in u n d a c i o n e s . L o s m é t o d o s n o so n a p lic ables f u e r a de R U / I rl a n d a . L a d e te r m i n a c i ó n de los p e r ío d o s de r e to rn o p a ra t o r m e n t a s y e s c o rr e n t ía s se suele b a s a r en d a to s h is t ó r ic o s de series te m p o r a le s. P o r e je m p lo , p a r a d e te r m i n a r el p e río d o d e r e t o m o p a r a c a u d a le s, se r e ú n e n los c a u d a le s m á x i m o s d e c a d a año a lo la rg o d e la h i s t o ria d e lo s re g istro s. S e o rd e n a n d e m a y o r a m e n o r . S e u tiliza n técnicas e s ta d ís tic a s c o m o las e st im a c i o n e s de m ín i m o s c u a d r a d o s , d e m o m e n t o s , o de m á x i m a p r o b a b il i d a d , p a ra d e t e r m i n a r el p e r ío d o d e re to r n o y los c a u d a le s asociados. U n a m u e s t r a d e lo s d i v e r s o s m é t o d o s u tiliza d o s p a r a d e t e r m i n a r lo s c au d a le s de a v e n i d a se detalla en la F i g u r a 4 .3 4 p a r a cu en c as m e d i d a s y no m e d i d a s . U n a cuenca m e d i d a tie n e al m e n o s un niv el d e a g u a r e g is tr a d o en u n a l o c a l id a d y tiene una a ltura a s o c ia d a fre n te a u n a d e s c a r g a , p a r a esta lo c a lid a d .
4.10.1.
Características de cuenca para cuencas no medidas
Para las c u e n c a s n o m e d i d a s , el F S R ( N E R C , 1975) p r o p u s o varias e c u a c i o n e s para el c á lc u lo d e c a u d a le s de a v e n i d a b a s a d a s en las c a r a c te rís tic a s d e la c u enc a, es d ecir área, p e n d ie n t e del c a u c e, etc. M i e n tr a s m á s d e ta l la d a es la ecu a ció n m ás ro b u sta es la p re d ic c i ó n . El c á lc u lo se b a sa en Q, es decir, la a v e n i d a m e d ia anual, y ésta se p u e d e m o d i f i c a r p a r a c u a l q u i e r p e r í o d o de r e t o m o b a s á n d o s e Caudales de aveniuaj
Cuencas medidas
Serie de máximas
Hidrocrama unitario (de ;;;s
datos de lluvia y escorrentíc';
Figura 4.34.
Cuencas no medidas
Series
i do punías sobre
(Características de la cuenca
Hidrograma
CornLisracián con una cuenca conocida
(P 37)
M é t o d o s de dete rm in ación de caudal de ave n ida para c u e n ca s m e d id a s y no medidas.
259
CONCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
en e cu a c io n e s si m il a re s a las E cu a cio n e s (4.32) y (4.33). L a a v e n id a m e d ia anual no tiene un p e r ío d o d e r e t o m o de u n año. E n la c o m b in a c ió n R e in o U n id o / irl a n d a c e F S R ( N E R C , 1 975), O tiene un p e r io d o de r e lo m o de 2,4 años. El caudal j u n t a se lo m a p a r a c a d a u n o de los n ú m e ro s d e añ o s de datos disp o n ib le s y í.n tonces se p r o m e d ia . A s í que Q p u e d e ser m a y o r o m e n o r q u e ¡a a v e n i d a anual : :ie c u a l q u i e r año) y p o r s u pu e sto es m a y o r que la m ed ia in u ndac ión m e d i a anual. Las e cu a c io n e s e m p í r i c a s se aplican al R e in o U n id o e Irlanda. L a e c u a c ió n de 5 cis v a ria b le s es
Q = C x A R E A 0 '9 4 x S T M F R Q 0 ,2 7 x S¡’;'£3 x S O I L 1'2 3 x x R S M D ‘'U3(1 + L A K E ) - , W 5 donde
(4.34)
A R E A = á r e a d e la c uenc a, k n r S T M F R Q = f r e c u e n c ia del c u rso de agua, n ú m e r o d e c o n f lu e n c i a s / k m 2 S O I L = un ín d ic e b asado en cinco tipos de suelo, SI a S5, d o n d e S I es i n d ic a tiv o de un su e lo de baja e sc o rr e n tía y S5 es una alta e sc o rre n tía (p e d az o s ro c o so s) ■Sj ()S 3 = p e n d ie n t e del c a u c e , entre las lo ca lid a d es de 85 p o r 100, m /krn R S M D = p l u v io m e tr ía n e ta de de 5 años
1
1 0
y
día con un p e río d o de re to rn o
L A i ü ; = la frac c ió n de su p e rf ic ie d e la c u e n c a o c u p a d a p o r lagos
C = m u ltip lic a d o r r e g io n a l, p o r e je m p lo , ~ 0 , 0 1 8 p a ra Irlanda, ~ 0 ,0 2 0 para E s c o c i a Los detalles de c ó m o utiliz a r la e c u a c i ó n ante rio r y u n a e x p lic a c ió n de los pa rá m e t ro s aparecen e n el V o lu m e n 1 de F S R (N E R C , 1975). L a e cuació n d e c in c o variables es 0 = C x A R E A 0 -8 7 x S T M F R Q 0 -11 x S O I L 1'2 3 x R S M D M7(1 + L A K E ) IW donde
(4.35)
C ~ 0 , 0 1 8 3 para I rl a n d a ~ 0 , 0 2 2 4 a 0,0 3 6 2 pa ra E sc o c ia /R c in o U n id o
L as e c u a cio n e s d e d o s variables son
O = 0,0236 x A R E A 1 ' 1 9 x y
O = 2 ,2 4 2 x 10 " 7 x A R E A 0 -3 4 x S A A R 2 ,0 9
(4.36) (4.37)
La ecuación de una sola variable es Q = 0,667 x AREA0'77
(4.38)
w
260
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E j e m p l o 4.8. D e t e r m i n a r la a v e n id a i r i d i a a n ual u tiliz a n d o las e c u a c io n e s de seis, cinco, dos y u n a v a r ia b le p a r a la si g u i e n t e c u e n c a en Irlan d a : Á re a d s c u e n c a = 1.762 k n r P l u v i o m e t r í a m e d ia a n u a l = 1,100 m m P e n d i e n t e del c a u c e = 1,35 m /l a n L o n g it u d del c a u c e = 109 k m F r e c u e n c i a de l cauc e, S T M F R Q = 0,77 P a r á m e tr o s del su e lo C l a s e S2
= 41 p o r 100
C l a s e S4
= 31 p o r 100
C l a s e S5
= 28 p o r 100
F r a c c i ó n de lagos
=0
E l p a r á m e t r o de su e lo u tiliz a d o en la e c u a c ió n es S O I L = 0,15 S I -i- 0,3 S 2 + 0.4 S3 + 0 ,4 5 S4 + 0,5 S5 = 0 ,4 0 3 El p a r á m e t r o de p r e c i p it a c i ó n utiliza d o en la e c u a c i ó n es a p r o x i m a d o p o r R S M D = 2 ,4 8 ^7 S A A R - 4 0 = 4 2 ,4 m m d o n d e S A A R es la p l u v io m e tr í a e stá n d a r m e d i a anual. U n m é t o d o m á s exacto a p a re c e en F S R ( N E R C , 1975). L o s re su lta d o s se r e s u m e n en la T ab la 4 .1 5 y la v a ria ció n a ± 2 5 p o r 100 del v a lo r m e d io de O. Es p r u d e n te m a n t e n e r s e en el lado alto y p o r tan to a d o p ta r O ~ 3 0 0 m"7s. L o s m é t o d o s a p lic ab les a otros países, p o r e je m p lo , E s t a d o s U n i dos, A ustra lia , etc., se d e ta lla n en C h o w el al. (1988).
4.10.2.
Análisis de caudales punía para cuencas medidas
C o m o se m e n c i o n ó en ia S e c c i ó n 4.10, si la c u e n c a a n a liz a d a e stá m e d i d a en c u a n to a c aud a le s d e ríos, e n to n c e s se in te gran los reg istros p a ra p r o d u c i r c auda -
T abla 4.15. —
w
Ml.
M é to d o
d e
V a lo r e s de Q para diferentes e c u a cion e s
c a ra c te rís tic a s
v ariab les
d e
la
c u en c a
Q (m
3/ s )
3 0 4
E cu ació n
d s
se is
E cu a ció n
de
canco
E cu a ció n
de
d o s v a riab les
E cu ació n
de
dos
v a riab les
2 7 2
E cu ació n
de
una
v a riab le
211
variab les
2S9
221
C O NCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
261
]ss de avenida en c o rre s p o n d e n c ia con p e r io d o s de reto rno. L a sig uien te d i s c u sión es i n d e p e n d ie n te del país y se b a sa p u r a m e n te en e stad ística s. Se p u e d e n ex a m in a r v arias i n te rp reta cio n es diferentes d e los m is m o s j u e g o s d e dalos. C o n re fe re ncia a ia F i g u r a 4.35, se p u e d e n o ta r lo siguiente: 1. 2.
3.
L a serie m á x i m a anual se c o m p o n e d e P ,, P ; , P-. D e f i n ie n d o un u m b ral en p, se v e q u e las cinco p u n ta s so b re este u m b ra l P,, P|, P „ P 3, p,, f o rm an la se rie de p u n tas s o b r e el u m bral (P O T ). A veces se le lla m a la serie de duración parcial. Se p u e d e fijar un u m b r a l tal q u e h a y a N pun tas en N añ o s sin q u e c a d a año h a y a u n a punta. E sto se c o n o c e c o m o la serie de excedencia anual.
Se puede e sp e ra r, en to n c es , q u e los d ifere n te s m é to d o s p r o d u z c a n d if e r e n te s cau dales de a v e n id a p ara el m is m o p e riod o d e re to rno o q u e difere nte s m é t o d o s adscriban la m i s m a m a g n itu d de a v e n id a pa ra d iferen tes p e r io d o s d e reto rno. L o s valores tend e rán a ser m ás p r ó x i m o s c u a n d o el p e ríod o de re g is tro s sea m ás largo. El siguiente e je m p lo es del m é to d o de la serie m á x i m a anual. E j e m p l o 4 .9. D a d a la serie de a v e n id a s m á x i m a s a n u a l e s q u e se m u e s tr a m á s abajo d e s d e 1975 a 1989 p a r a el río B a n d o n , Irlanda, c a l c u l a r los p e r ío d o s de re torno y las m a g n i t u d e s d e av en id a para 1 a 1 0 0 años: A i’;:j / - :n idn fm Vs)
19 1 5
1976
¡977
29M
85.7
144.7 . 211,9
i9 7 í;
jy s o 121,4
113,7
131,7
iy S 2
U !S3
!!H¡4
2 :3 .5
111i8,3
1 (1 2 .9 5 .6
IDRft
1W 7
;
23‘AX
132.ó
2
i 45.2
P re p á re se la T a b la 4 .1 6 c o m o sigue 1. O r d e n a r los 15 c a u d a le s de m a y o r a m e n o r c o m o en la c o lu m n a 2 . 2. En la c o lu m n a 3 d a r a c ad a un o un n ú m e r o de o rd e n ¡n de 1 a 15 (n = 15). 3. U tiliz ar la f o rm u la de W e ib u ll p ara a s o c ia r un p e r ío d o de re torno T (x ) en la c o l u m n a 4 a c a d a c a u d a l o r d e n a d o seaún
T(x)
n + l e c u a c ió n de W eib u ll pa ra el p e río d o de re to rn o
F i g u r a 4.35.
S e r ie s d e d a t o s d e las p u n t a s d e a v e n id a .
(4.3 9)
262
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 4.16.
De te rm in ació n de los ca u d ales de avenida frente a perio d os de retorno para el Eje m plo 4.9
Flujo de ' Año de ' avenida av en id a. . ■x ■ ■ 1975 1988 19S6 ¡982 1978 1989 1977 1987 1981 1979 J980 1983 1984 19S5 1976
298,4 261,2 239,8 223,5 211,9 1-5.2 1-4,7 132,6 131,7 121,4 11?,7 IOS,9 102,9 95,9 85,7 x=
R a n g o :: : n i ....
P eríodo., P robabilidad d e re to rn o '; i \ x , :>■ (¿ T ( x ) (años) •
1 2 3 A
5 6
7 8 9 10 11 12 13 14 15
16 8 5,33 4 3.2 2,66 2,286 2,0 1,77 1,6 1,45 1,3 1,23 1,143 1,066
0,0625 0,125 0,1876 0.25 0,3125 0.375 0,437 0,50 0,565 0,625 0,69 0,75 0.813 0,874 0,9375
P ro b ab ilid ad •;
V ariable _ reducida
2,74 2,01 1.57 1,24 0,981 0,755 0,554 0,366 0,183 0,019 -0,158 -0,327 -0,517 -0,728 -1,0199
161,2
n = 15 donde
1 P(x) = ------T(s)
o
m P(x) = -----------n -i- 1
e c u a c ió n d e W e i b u l l p a r a la p r o b a b il i d a d
L a e c u a c ió n de G r i n g o r t o n P(x) = [in - 0,44)/(;i + 0 ,1 2 ) se u s a a m e n u d o e n vez, de la e c u a c i ó n d e W eibull. 4. E n la c o lu m n a 5 a d ju n t a r el va lo r a s o c ia d o P (x ), d o n d e P(x) es la p r o b a bilidad de q u e u n m á x i m o anual s e a ig u al o e x c e d a de un v a lo r d e a v e n i da x m 3/s en c u a l q u i e r a ñ o dado, P ( x ) = l!7(x). 5. E n la c o lu m n a 6 c o lo q ú e s e el v a lo r F ( x ) aso c ia d o , d o n d e F (x) es la p r o b a b ilid a d d e q u e un m á x i m o a n u a l s e a m e n o r q u e x en c u a l q u i e r año dado, es d e c ir F ( x) = 1 - P{x). 6 . E n la c o lu m n a 7 c o lo c a r el valo r a s o c ia d o d s y , d e f in id o p o r y = 1 - In { - i n [ 1 - 1 /T ( x ) ] ) . 7. A h o r a éstos se p u e d e n r e p re se n ta r g r á f i c a m e n te e n u n p a p e l de p r o b a b il i d a d G u m b e l de v a lo r e s extrem os, c o m o a p a re c e en la F i g u r a 4.36. 8 . D ibujar ia lín e a r e c ta de « m ejo r a ju s te » o a ju s ta r u n a l ín e a m e r - - t e el m é t o d o de m ín i m o s c u a d r a d o s u otro m é t o d o y e x tr a p o la r pare. ■ ... .odos de r e to m o m ás L u g o s. S i n e m b a r g o , h a y q u e ten e r c u i d a d o al e x tr a p o la r datos m á s allá del n ú m e r o de a ños p a r a los que h a y d a to s d isp o n ib le s. L a línea a ju s ta d a en la F i g u r a 4 .3 6 es la m e j o r línea de m í n i m o s c u a d ra d o s. Se v e en la línea d e m e j o r a ju s te q u e hay e s c a s e z d e datos d isp o n i b le s pa ra c a u d a -
CONCEPTO S D E H ID RO LO G ÍA
263
Período de retorno (años)
1,25 1,1
1,001
5
10
20
C,90
0,95
50
BOO
700
600
5C0
4C0
300
200
yX 100
0,001 0,01
X
y
X
0,10 0,30 0,50 0,70 0,20 0,40 0,80
0,98 0,99 0,995 0,97 0,9975
0,999
Probabilidad F{x) i
i
-2,0
i
i
-1,0
i
i
t
0,0
i
1,0
i
2,0
i
i
3,0
i
i
i
4,0
i
t
5,0
i
6,0
i
i
7,0
Variable reducida, y
Figura 4.36.
Frecuencia de a ve n ida s (representación G u m b e l) frente a cau dales para B a n d o n , Irlanda.
jes entre 150 y 2 5 0 n r’/s. D e esta figura, se to m a n valo res p a r a p e rio d o s de r c io m o m ás amplios m e d i a n te ex tra p o la c ió n y se c o lo c a n en la T a b l a 4.17. C o m o sólo se dispone de r e g is tro s para 15 años, se r e q u ie re cu idado al i n te r p r e t a r los v a lo r e s de re to m o de c a u d a le s para p e r ío d o s de m u c h o m á s de 25 años.
Tabla 4.17.
P e río d o
F lu jo
de reto rn o
(años)
( m ’/ s ) ( W e i b u l l )
Período de retorno frente a ca u d ales de avenida para el Ejem plo 4.9 9
] 60
5
230
10 275
25
50
330
3 SO
100
200
4 3 0
4 7 0
2 :4
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
411.
CAUDALES M ÍNIM O S
Los c a u d a le s m í n i m o s t a m b i é n so n p a r á m e t ro s significativos en h i d r o lo g í a . Trac ic io n a l m e n t e , los h i d r ó l o g o s se p r e o c u p a b a n del alivio d e a v e n i d a s d e m o d o que el an álisis de altos c a u d a l e s es m á s c o m ú n q u e el análisis d e c a u d a l e s m ínim os. Sin e m b a r g o , los an álisis de c a u d a le s m ín i m o s son d e u n interés r e le v a n t e , e sp e c ia lm e n te en r e la c ió n c o n las e x tr a c c io n e s de a gua p a r a s u m i n is tr o s o h idroelectricidad o m á s e s p e c i a l m e n t e p a r a la c alid ad de las aguas. Q u e l o s p e rm iso s de d e s c a rg a d e e flu e n te s hídrico s se a n a u to r iz a d o s o n o d e p e n d e de la s m a g n itu d e s de los c a u d a le s m í n i m o s y del s o s te n im ie n to de ias p e sq u e ría s o los hábitats a cu á tic os. H a y m u c h o s t é r m i n o s q u e se utilizan en el análisis d e c a u d a le s m ín i m o s, a lg u n o s de los c u a le s se d e f in e n en la s e c ció n siguiente,
4.11.1.
Parám etros de cauda! mínimo
® U n a curva de duración de cauda! es u n a r e p re s e n ta c ió n , c o m o en la F i g u ra 4.3 7 , c o n o rdenadas d e caudal ( n r ’/s) y ab eisa s d e p o rc e n ta je d e ex ce denc ia. P o r e je m p lo , la m a g n i t u d d e flu jo d e 7 m 3/'s es e x c e d id a d u r a n te el 5 0 p or 100 del tie m p o . s E l porcentaje de excedencia es el p o r c e n ta je de t ie m p o q u e s e e xcede u n a d e s c a r g a da da. L a e x c e d e n c i a del 95 p o r 100 es el caudal q u e se ig uala o se e x c e d e el 95 p o r 100 del lie m p o . E n la F i g u r a 4 .3 7 este valo r es d e a lr e d e d o r de 1.5 m 3 /s. • El caudal medio diario es la m e d i a d e la d e s c a r g a i n s ta n tá n e a a través de un p e r ío d o de 2 4 ho ra s. ° El caudal medio diario anual es la m e d i a en un a ñ o d e los c a u d a l e s m ed ios diarios.
Porcentaje de excedencia
F ig u r a 4 .37.
C u rv a d e d u ra c ió n d e cau d a l.
CONC EPT OS D E H ID R O LO G IA
265
El cauda! de tiempo seco es el c a u d a l m ed io diario anual m ín i m o con un p e r i o do de recom o se lec cio na do . E ste té rm i n o o sus m últiplos se u s a n a m e n u d o p a ra e¡ diseño d e s a n e a m ie n to s de su c ie d a d o torm entas. 0 El caudal base e s la co n trib u ció n al c au c e del a gua su b te rrá n e a . 0 D ía -D es un t é r m in o u sa d o pa ra la d ura ción en días, po r e je m p lo , 10-días e s d e 0
1 0
días de dura ció n.
0 Caudal de D ía -D es el caudal m e d i o en D - d ía s consecutiv os. El caudal mínimo sostenido se d e f in e c o m o el caudal m e d i o m á s b a jo q u e n o se e x c e d e d u r a n te u n a duración dada. 0 Caudal mínimo sostenido de D ía -D (S LF) es el caudal m e d io d ia rio más g r a n d e en el p e rio d o de D días, p o r e je m p lo , el S L F de. Día-7 se e n c u e n tr a o b te n i e n d o el c auda l m e d io en la se m a n a m á s seca y lu e g o el m a y o r c a u d a l m e d i o diario en ese p e río d o d e siete días es el S L F pa ra e s e año. Así, el S L F d e 3-día es el m ín im o D M F (caudal m e d io diario) p a ra el año. 0 Cauda! mínimo es el m ín im o c a u d a l o b s e r v a d o en el pe ríod o. 0 El porcentaje de excedencia de caudal de D ía -D se d e fin e m e j o r p o r m e d i o d e un eje m p lo.
0
Q 95 , 10 es el c auda l con p o rc e n ta je de e x c e d e n c ia de 95, p ro m e d i a d o en 10 días (Q95 p o r 100, 10 días) L as a u to rid a d e s en los diferentes p a íses e spe cific a n d ifere nte s p a r á m e tr o s de caudal m ín im o . P o r e je m plo, en I rlan d a , el S L F Día-7 se u s a a m e n u d o en la planifica ción de los p e rm iso s p a r a d e sc arg a s d e vertidos. O tro s p a r á m e t r o s u s a dos son el Q 95, 10.
4.11.2.
Frecuencia de caudales mínimos
Es significativo e stab lec e r f r e c u e n c ia s d e c a u d a le s m ín im o s igual q u e era s i g n i f i cativo e stablec e r f rec u e n cias de a venid as. E s in te resante e s t a b l e c e r p e riodo s de retorno p a ra las m a g n itu d e s de c au d a le s m ín i m o s . Los m é t o d o s u s a d o s son v a rio s pero el del va lo r e x tr e m o d e la d istrib uc ión de G u m b e l se p u e d e u s a r c o m o se usó en la S e c c ió n 4 .1 0 .2 pa ra análisis de avenidas.
4.12.
HIDROLOGÍA URBANA
Las zo nas u rb a n iz a d a s afectan a la r e sp u e s ta de u n a c uenca a la llu via en m u c h a s form as, d e p e n d ie n d o de la lo ca liz ac ión de l a urb a niz ac ión re s p e c t o al e x tr e m o aguas arriba o ag u as abajo del e n to r n o de un río. U n nivel de urb a n iz a c ió n c o m pleta p u e d e re d u cir el tie m p o de e le v a c ió n d e u n h id r o g r a m a h a s t a un 70 p o r 100 (Fig. 4.38) y aumentaj' el caudal m e d i o anual e n tre 200 y 60 0 p o r 100, d e p e n d i e n do de la c a p a c id a d de re sp u esta d e la c u e n c a antes de su urb a n iz a c ió n ( N E R C , 1979). L a in tro d u c ció n de sup erficies i m p e r m e a b le s y un s i s t e m a efic ie n te de dre naje a u m e n ta n el v o lu m e n de la e sc o rre n tía (reducien do la infiltració n) y re-
«m
266
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Figura 4.38.
E s q u e m a conceptual de la respuesta de la hidrógrafa debida a la urbanización.
duce el t ie m p o d e v iaje del caudal, d a n d o lu g a r a un h i d r o g r a m a q u e llega m á s rápido a la p u n ta, es m á s rá p id a e n b a j a r y da u n a m a y o r d e s c a r g a pun ta. E n co rre sp o n d e n c ia , la d i s tr ib u c ió n d e la f r e c u e n c i a de a v e n i d a s q u e d a a f e c ta d a y los caudale s e n t o d o s los p e r ío d o s de r e t o m o q u e d an , p o r lo g e n e r a l, a u m e n t a d o s . L a m agnitu d del i n c r e m e n t o d e p e n d e del n i v e l d e u r b a n iz a c i ó n y de la re la c ió n en tre la re sp u e s ta u r b a n a y la r e s p u e s t a ru r a l original. L o s sig u ie n te s fa c to re s se r e la c i o n a n c o m o sig n if ic a tiv o s en la r e s p u e s ta h i dro g ráfic a a la u rb a n iz a c ió n en el I n f o r m e F S R N o 5 ( N E R C , 1579): 1.
2.
3.
4.
A las c u e n c a s c ara c te riz a d a s p o r un b a jo p o r c e n t a j e de e sc o rr e n tía y u n a b a ja r e s p u e s t a les afecta m á s la u r b a n iz a c i ó n q u e a las c u e n c a s ya c a r a c teriza da s p o r u n alto p o r c e n t a j e d e e sc o rr e n tía y u n a r á p id a r e sp uesta. L a u r b a n iz a c ió n tiene u n m a y o r e f e c to en la r e s p u e s t a a t o rm e ' las p e q u e ñ a s que p r e v ia m e n t e p r o d u j e r o n u n b a jo p o rc e n ta je de e sc orre ntía y p o c o cau d a ! so bre las rivera s que en la r e sp u e s ta a t o r m e n t a s intensas. A s í que la a v e n i d a m e d i a a n ual q u e d a r á a u m e n t a d a en u n a p r o p o r c i ó n m a y o r que las avenidas m á s raras. Y a q u e las c u e n c a s u rb a n a s r e s p o n d e n m á s r á p i d o y p r o d u c e n m a y o r e s c o rre n tía e n los e p is o d io s d e l lu v i a m e n o r e s , la av en id ; de a ñ o -T d e s p u é s d e la u rb a n iz a c ió n tien de a se r cau s ad a p o r u n a t o r m e n t a de d u r a ció n m á s c o rta y d e u n a altura d e lluvia nr. ñ o r p e r o de m a y o r in te n sid a d . P o r tanto, el e fe c to de la u r b a n iz a c i ó n en la a v e n i d a de a ñ o - T d e p e n d e de las c a ra cte rís tica s d e la lluvia lo ca l y de la r e la c i ó n entre las i n te n s i d a d e s d e lluvia en las t o r m e n ta s de c o r ta y larga d u r a c i ó n . El efec to de las u rb a n iz a c i o n e s d e p e n d e del e m p l a z a m i e n t o d e l d e s a r r o llo u rb a n o f ntro de la c u e n c a . L a u r b a n iz a c i ó n e n z o n as ag uas a rrib a p u e d e dar lu g a r a u n a re s p u e s t a u r b a n a rá p id a q u e c o in c id e c o n y r e f u e r za la r e s p u e s t a rural m á s l e n t a a g u a s abajo. L a u rb a n iz a c i ó n en z o n a s ag u as abajo p u e d e da r lu g a r a q u e la r e sp u e s ta u r b a n a p a se ante s d e q u e lle g u e la r e s p u e s t a rural l e n ta d e z o n a s agu as arriba.
C O N C E PTO S D E H ID R O LO G ÍA
4.12.1.
2fi 7
Evaluación FSR de ía escorrentía urbana
Li i n f o r m e F S R ( N E R C , 1975) e s tim a el efec to de la u rb a n iz a c ió n de
Qu 7). do nde
(1 + U R B A N )1-5 ( 1 + 0,3 U R B A N x ^
(4.40)
O u = a v enid a u rb a n a m e d i a anual Qr = a v e n id a m e d i a a nual p a r a la c u e n c a rural, c alcu la d a d e E c u a c i ó n (4.35) U R B A N = frac c ión de c u e n c a u rb a n iz a d a P R r = p o rc en taje de e sc o rr e n tía de la c u e n c a rural = 102,4 x S O I L + 0.28 (C W I - 12,5) (p a ra SO IL v é a s e la Sec. 4.10.1 ) C W I = ín d ic e de h u m e d a d de la c u e n c a (o sc ila e n tre 125 y ISO) ~ 125 para u n a c u e n c a seca ~ 180 para u n a c u e n c a so b r e s a tu ra d a
P o r e je m p lo , c o n u n a c u e n c a u r b a n iz a d a al 50 p o r 100 y PR,. = 0,5, la a v e n id a m ed ia anual de la c u e n c a u r b a n iz ad a es un 23 por 100 m a y o r que en la c u e n c a rural. H a y m á s de ta lle s e n el I n fo rm e c o m p l e m e n ta r i o F S R N o 5 ( N E R C , 1979).
-'.12.2.
Escorrentía urbana a partir del método racional
C orno se d e sc rib ió e n la Sección 4.8.4 , el m é t o d o ra cional es un m é t o d o sen cillo q u e se u s a a v e c e s para d e te r m i n a r la e s c o rre n t ía u rbana. El caudal O se r e p re s e n ta p o r
Op = 0 ,2 7 8 CIA
nr’/s
El c o e f ic ie n te d e e sc o rre n tía para a p lic a c io n e s típicas a p a r e c e en la T a b l a 4.18. L os d e m á s p a r á m e t r o s se defin ieron en la S e c ció n 4 .8.4.
4.12.3.
Modeíizado de la escorrentía
Para c u m p l i r la n o r m a t i v a am biental de c alidad de l a g u a de e sc o rre ntía s u p e r f i cial, se r e q u ie r e n ahora técnicas m á s so fistica d as q u e el m é to d o de d is e ñ o ra cio nal. H a y v a rios sistem as in c luy e ndo los q u e i n c o r p o r a n tan to el a n álisis de c r e c i das c o m o el de c o n ta m in a c ió n en las alcantarillas. L o s m o d elo s d e e sc o rre n tía superficial calcu la n los h id ro g ra m a s d e entra d a a la re d de sa n e a m ie n to u tiliz a n do series te m p o ra l e s d e los h istóric os de torm e ntas (si los hay d isp o n ib le s) . L a e sc o rre n tía se e n c a m i n a a través de la r e d de tuberías, im b o rn a le s y estru ctu ras r.idráulicas en un análisis transitorio. S e m e j a n te análisis pe rm ite el e x a m e n del
268
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
tabla 4.18.
, 7. D
Coeficiente ris escorrentía para diferentes superficies
e s c r i p c i ó n
d e l
á r e a
C o e fic ie n te
d e
e s c o r r e n t í a : '
0 ,7 -0 ,9
C alles
0 ,7 5 -0 ,8 5
C a rreteras P ra d o s
de
césped
P e n d ie n te
(aren o so s) 0 ,0 5 -0 ,1
< 2 %
0 ,1 -0 ,1 5
1-1 %
0 ,3
> 7v. P ra d o s
de
césped
P e n d ie n te
5 -
0,2
(arcillo so s)
< 2 %
0 ,1 3 -0 ,1 7
2 - 7 %
0 ,1 8 -0 ,2 2
> 7
0 ,2 3 -0 ,3 5
%
0 ,7 8 -0 ,9 5
T ejad o s
,8
Z o n a
in d u strial
lig e ra
0 ,5 -0
Z o n a
in d u strial
p esada
0 ,6 - 0,9
Z o n a s
de
Z o n a s
ele v i v i e n d a s
Z o n a s
d e
0 ,7 -0 ,9
em p resas
v iv ien d as
0 ,5 -0 ,7 u n ifam ilia re s
0 ,2 5 -0 ,4
c o m p o r t a m i e n t o h i d rá u lic o d e sis te m a s c o m p l e jo s de a lc anta rillas e n l a z a d o s q u e inclu ye n c r e c id a s d e to r m e n t a , c u b a s d e d e te n c ió n y e s ta c io n e s d e b o m b e o . A s í puede id e n t i f ic a rs e la e x te n s i ó n y el p e r ío d o d e r e to r n o d e la c r e c id a y se p u e d e n m o d if ic a r lo s r u e l l o s de b o t e l l a y las d e b ilid a d e s del s i s t e m a p a r a r e d u c i r los casos de c r e c id a s e x tre m a s a n i v e l e s a c e p ta b le s . E l te r c e r a sp e c to es la c a rg a c o n ta m in a n te de f o r m a q u e el d i s e ñ o de la p l a n t a de t r a ta m ie n to de a g u a s r e s i d u a les situ ad a a g u a s a bajo se a m á s valido. A s im i s m o , es i m p o r t a n te i d e n t i f ic a r b ien las carga s c o n ta m in a n te s p a r a las c recid as d e t o r m e n t a . P o r e je m p lo , e n a g u as recepto ras s e n sib le s , el c o n o c i m i e n t o d e la a p o r ta c i ó n d e n i tr ó g e n o y fó sforo , nutrientes p r o d u c to r e s de e u tro fi z a c ió n , es m u y im p o r t a n te , n o s ó l o e n s u s c a n t i dades sin o e n la s e n tr a d a s v a r ia b le s con el tie m p o . H a y d i s p o n i b le s s i s t e m a s d e s o ftw a re p a r a m o d e í i z a d o q u e i n c o r p o r a n los aspectos de a n álisis de a v e n i d a s , d ise ñ o h i d rá u lic o y e v a l u a c i ó n d e c o n t a m i n a n tes, de m u c h a s o r g a n i z a c i o n e s in te rn a c io n a le s, i n c l u y e n d o el I n stitu to H i d r á u li c o D anés ( M O U S E ) , la E s t a c i ó n d e I n v e s tig a c ió n H i d r á u li c a W a l l i n g f o r d y la U S E PA. El s i s t e m a M O U S E t a m b i é n se usa -para c o n tr o l e n t ie m p o re a l ( R T C ) para sistemas d e c r e c id a s en s a n e a m i e n t o s c o m b i n a d o s .
4.13. AGUA SUBTERRÁNEA C o m o el e n f o q u e d e este l ib r o es s o b re i n g e n i e r í a a m b ie n ta l, a c o n t i n u a c i ó n v ie n e u n a b r e v e in tr o d u c c i ó n a l a f í s i c a del a g u a su b te r r á n e a . E n la S e c c i ó n 4.14 , se
CONCEPTOS D E H ID R O LO G ÍA
Q = Kr — áh q=— 1 A dZ
tam bién
q,
donde
273
ch = ks --; ex
dh
dh
?v = K — ; ■ ■ dv
ch =
— o;
í 4 -4 -v )
q = d e sc a r g a e spe cífic a o flu jo p o r un idad d e su p e rficie
E j e m p l o 4 .1 0 . D e t e r m in a r la c a p a c i d a d de flujo d ia r io y la tr a n s m isiv id a d de un a cu ífero d e piedra si: ® La 0 La • La ° La
p r o f u n d i d a d del acuífero es d e 15 m a n c h u r a es de 8 0 0 m l o n g itu d es de 2 k m v a r ia c ió n de a ltura de presión en los 2 k m es d e 3 m.
Solución: S u p ó n g a s e la c o n d u c tiv id a d h id ráulica K =
4
6
x 10 - 7 m /s = 5 ,2 x 1 0 " m /d ía
dh Q =K A d/
-i
O = 5,2 x 10 - 2 x S00 x 15 x - i — = 0 ,9 4 m 3/d ía
2.000
T r a n s m is iv id a d , T = Kb = 5 ,2 x 10~: x 15 = 0,7S n r / d í a L as e c u a c i o n e s g e n era le s de flujo para" a g u a su b te rrán e a v i e n e d e sa rro lla d a s en varios te x to s ge nera le s d e h id ro lo g ía e h id r o g e o l o g í a (B r a s, 1990; D o m e n i c o y S ch w artz, 1990). A q u í se pre sen ta n b r e v e m e n t e .
F lu jo en u n m edio s a tu ra d o . L a F i g u r a 4.41 re p re s e n t a u n v o l u m e n de control u n ita rio de un m e d i o saturado. S e aplica el c o n c e p to d e b a la n c e d e m ate -
Figura 4.41.
Elemento de roca saturada sin superficie libre.
274
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
ria pa ra d e te r m i n a r la e c u a c i ó n d e flu jo. El b a la n c e de m a t e r i a n e t o en la d i r e c ción x es , . / C a u d a l en m a s a \ I |
\ hacia la u n id ad ¡ '
'
-
^ N / c a u d a l en m a s a \
/ /
V a r i a c i ó n e n el \ . , \ a l m a c e n a m i e n t o de , . \ m a s a c o n el t ie m p o
=
' d e s d e !a u n i d a d / ' o {o o .) Ax.
pqx A y A z
d (pri) Ay Az
=
A x A y Az
(4.46)
dt
donde
n es u n a p o r o s i d a d e fe c ti v a ( u n id a d e s d e lo n g itu d ) y p n es !a m a s a p o r u n i d a d d e v o l u m e n
y q x = flujo p o r u n i d a d de á r e a p e r p e n d i c u l a r a la su p e rf ic ie A ) ’ A z L a E c u a c i ó n 4 .4 6 e n to n c e s se r e d u c e a
J j , ex
_ in
E n fres d i m e n s i o n e s d q v dq.. c q ,\ en •' + _ i + = __
ex
oy
czj
1,4.47)
oí
I n tro d u z c a m o s el té r m i n o « a lm a c e n a m i e n t o e sp e c ífic o » , S0, c o m o el v o l u m e n de ag u a lib e ra d a del a l m a c e n a m i e n t o p o r u n id a d de v o l u m e n d e a c u ífe r o y p o r u n i da d de c a m b i o e n la a ltura d e p r e s i ó n (Bras, 1990), es decir, d i m e n s i o n e s d e inversa de lo ngitud. D e la h idro stática :
P = p g (h - Z0) ’ donde
h - altura p i e z o m é t r ic a (Z ü = re fe re n c ia ) d q r d q ccl\ 8h - ^ + - ^ +^ ) = - S 0- t ex oy cr ' ot
Para condiciones de estado estacionario
(4.4 S)
C O N C EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
275
M introducir la L ey de Darcy, es decir qx = K x (dh/ux). Luego
(4.50)
Si la roca se puede considerar isótropa, es decir, Kx = Ky = K . = K, entonces d~h
S1
d2h
n - 0
(4 .5 1 )
es d ecir (la ecuación de L aplace) V2/; = 0 Las diversas técnicas para la solución de gráficos, analogías eléctricas y m étodos ( i 994), Bras (1990) y W ang y A nderson basadas en los supuestos de sim plificación confinado. Estos supuestos son: 1. 2. 3.
(4.52)
la E cuación (4.52) incluyen m étodos num éricos que se discuten en Shaw (19S2). Exislen soluciones analíticas de D upuit y F o rch eim er para flujo no
El gradiente hidráulico dli/dx se aproxim a a la pendiente del nivel freáti co y la p en dien te de la superficie libre. El nivel freático y la su r o ficie libre son «prácticam ente» horizontales. La descarga es constante en toda la profundidad de flujo evaluada.
La ecuación de L aplace (Ec. 4.52) es la base p ara resolver problem as num éricos de flujo en .m edios porosos. Esto se puede ex ten d e r m ás allá de la hidrodinám ica para incluir la q u ím ica del agua y resolver p roblem as de flujo de contam inantes en casos de agua subterránea. E sta m ateria se discu te en más detalle en la sección ce rnodelizado (C apítulo 21). F¡ ..jo no c o n fin a d o . La F ig u ra 4.42 m u estra el patrón de flujo de agua sub terránea entre dos ríos cuyos n iveles de agua son diferentes. Si el flujo se supone unidim ensional y estacionario con una conductividad h idráulica K entonces la ecuación de L aplace es:
(4.53) te erando Ir = ax + b C ondición de contorno 1:
(4.54)
h - h L en x = 0
Por tanto (4.55)
276
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Nivel freático
Figura 4.42.
Flujo en un acuífero libre entre d o s m a s a s de agu a sin recarga.
D i f e r e n c ia n d o la E c u a c i ó n (4 .5 4 )
2
, d/j h — = a
D e la e c u a c i ó n de D a r c v
dh q = -K h ■ dx
L a E c u a c i ó n (4.5 4) se c o n v ie r te en
dh
,
,
2
g
h = 2h ck X + /,¿ = /í¿ ~ ~K X C o n d i c i ó n d e c o n to r n o 2:
i4 '56)
h = hR a] x = L Ir, - h
¿ L
P o r tan to
<¡=
^
IL
(Ir, ~ ñ )
( 4 -57)
La E cuación (4.56) se convierte en
Ir = lií~l ( I>1- h2 R)
( 4 .5 S )
C O NC EPTO S DE H ID R O L O G ÍA
277
La Ecuación (4.58) se conoce com o la parábola de D upuit y la E cu ació n (4.57) com o la ecuación de D upuit. L a ecuación (4.58) da la variación de la. altura de nivel freático que atraviesa la «isla» desde el río izquierdo hacia el río derecho de la Fig. 4.42. Las ecuaciones anteriores se verifican sólo en el caso de no recarg a. R ecarga es la proporción de lluvia que «eventualm ente» se hace cam ino h a c ia el acuífero y eleva el nivel freático. Si la recarga es R , entonces
(4.59) D e la ley de D arcy c¡ = -K h
áh úx
P or tanto 6 d ,
K
M
=
r
(4.60)
Integrando la E cuació n (4.60) dos veces: R x2 ¡r = -------- + ax + b K Igual que en el caso de no recarga, las condiciones de contom o son las m ism as, aando
y
Sustituyendo y ordenando, llegam os a
(4.61)
E sta ecuación determ ina la form a de la línea de nivel freático y su parabólica. A hora puede determ inarse el caudal a través del acuífero de la s i g u i e r e manera: D iferenciando E cuación (4.61)
278
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
L a E c u a c ió n (4.6 2) s s c o n v i e r t e en
K
L
<3 = ~
( K - ¡‘I)
K 2x)
(4.63)
L a E c u a c ió n (4.6 3) es la e c u a c i ó n de D u p u i t p a r a flujo c on e f e c lo d e recarga. E j e m p l o 4.1 1. D e la F i g u r a 4.43, d e t e r m i n a r la altura y p o s i c ió n del nivel freático en la d iv isoria d e a g u a s si 1a r e c a r g a se estim a e n 0 ,05 n m i/d ía , a un a cu ífero d e a re n a gruesa.
Solución: P a r a un a c u í f e r o d e arena g r u e s a su p o n e m o s K = 6,9 x 10 ' 4 m /s (T abla 4.19 ), es decir K = [ 1 0 ni/día. En ja d i v is o r ia de aguas, e¡ .flujo se d iv id e y el de la iz q u i e rd a v a a la i z q u i e r d a y el de la d e r e c h a va a la d e r e c h a . P o r tanto, no hay flujo d o n d e ¡i = hn¡¿¡. y así, d e la E c u a c i ó n (4.63), K , , R q = 0 = — { h l- h l) - - ( .L - 2 x )
S u s titu y e n d o /),, h R, L, k, y R, d a
x = 3,2 k m Recarga = 0,5 mm/día
F ig u r a 4 .4 3 .
A c u ífe ro a is l a d o lib re c o n re c a r g a .
CONCEPTOS D E H ID R O LO G ÍA
279
De la Ecuación (4.61)
Ir = ¡ i ~ ^
- l’l )
+y
(L -
-)
La sustitución lleva a h = 19,4 m Notóse que la altura sobre la referencia es m ay o r que el m ás alto de los dos ríos.
4.13.4. Investigaciones de agua subterránea Las investigaciones sobre agua su b terrán ea se necesitan para una diversidad de propósitos incluyendo: 0 D eterm inación agua ® D eterm inación 0 D eterm inación 0 D eterm inación 0 E valuación de 0 E valuación de
de volúm enes/flujos p ara un potencial abastecim iento de de la calidad de agua de la extensión y m ag n itu d de la co ntam inación subterránea de niveles de descenso en los lím ites de propiedades un acuífero para p ro tecció n riesgos de contam inación de agua subterránea
El em plazam iento y las m agnitudes de un acuífero se pued en determ inar u tili zando: ® E nsayos de resistividad a E nsayos sísm icos ° Pozos y sondeos E n say o s de re s istiv id a d . La co m p o sició n de una form ación geológica y el em plazam iento de los lugares de agua subterránea puede determ inarse pasando una corriente eléctrica p or la geología m ed ian te dos electrodos espaciados a una distancia L m etros, y m idiendo la caída de tensión resultante con un segundo juego de electrodos: ERx A r = -----------
do nde
(4.64)
;■ = resistivid ad
ER — resistencia eléctrica A = área de la sección transversal sobre la distancia L L = longitud entre electro d o s La m edida varía con la com posición de la geología y del contenido de agua. En estratos porosos, la resistividad depende del contenido en agua. L as arcillas fin as
280
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
tienen m e n o s r e s i s t iv i d a d q u e las a ren a s g ru e sas y las g ra v as. E l e s p a c i a d o de los ele c tro d o s d e te r m i n a la p r o f u n d i d a d de p e n e tr a c ió n d e la c o r r i e n t e e lé ctrica a sí q u e se d e sa rrollan r e la c i o n e s ( c alib ra c io n e s) entre el e s p a c i a d o d e e le c t r o d o s y la re sistiv id a d a p are n te . L a F i g u r a 4 .4 4 es un e s q u e m a de un d i s p o s i t iv o de re s i s t iv i dad. E s t e m é t o d o ta m b i é n se p u e d e u s a r p a r a id en tific ac ió n d e p e n a c h o s d e c o n ta m in a n te s ( D o m e n i c o y S c h w a rtz, 1990). L a re sistiv id a d d e la c a l i z a d e n sa o sc ila e n tre 10 3 y 10 6 f í m m i e n t r a s q u e la d e c aliza p o r o sa o sc ila e n tre 10u y 10 3. E! v a lo r pa ra aren a/g rav a s e c a es ~ 1 0 \ m ie n tr a s que p a r a a r e n a /g r a v a sa tu rad a p u e d e ser ~ 1 0 a 10'. E n s a y o s s í s m i c o s . Se en v ía n on d a s de sonid o a través d e los e strato s g e o l ó gicos y se ide:ntif: .:an io s c o n to r n o s a p ro x im a d o s ( c erc a d e la h o r i z o n t a l ) p o r la re fra c ció n de las o n d a s d e c h oq ue. Se se le c c io n a u n a m a lla , d i g a m o s a 10 m d e in te r v a lo en p lan ta , y se c o lo c a n en e so s p u n to s re g is tra d o re s d e o n d a s de s o n i d o , l la m a d o s g e ó f o n o s. L a o n d a sísm ica se g e n e ra m e d ia n te u n a c a r g a e x p lo s iv a en un p u n t o d e te r m i n a d o . Del re g is tro de los tie m p o s de l le g a d a de las o n d a s, se p u e d e n d e te r m i n a r las v e lo c i d a d e s de l s o n id o y así id e n tific a r el tip o de e strato geoló gico . E s un m é t o d o a p r o x im a d o , y t a m b ié n p e r m i t e i d e n t i f ic a r la l ín e a del nivel freático. P o z o s y s o n d e o s . E l m é t o d o m á s p r e c iso c on m u c h o p a r a d e t e r m i n a r lo s estratos g e o ló g ic o s e s d e sa rr o lla r u n a se rie de s o n d e o s y r e g is tr a r la c o m p o s ic i ó n del su e lo /r o c a se g ú n la distan c ia h a c ia a bajo d e sd e la s u p e rf ic ie terrestre. T í p i c a m e n t e los t a m a ñ o s d e testigo p u e d e n v a ria r entre 40 y 150 m m y los te s tig o s
Figura 4.44.
E s q u e m a d e un d isp o sitiv o d e resistiv id ad (a d a p ta d o de T o d d ,
1980).
CO NC EPTO S DE HID RO LO G ÍA
281
continuos y no rotos proporcionan d ato s detallados de las form aciones hidrogeob g ic a s . Los datos espaciales sobre la extensión de los acuíferos se d eterm inan m ediante em plazam ientos seleccionados de los sondeos y a m enudo se aplica la gc-oestadística p ara establecer los m ejo res em plazam ientos. La identificación y la extensión de una fuen te de agua su b terrán ea en un acuífero se continúa m edíanle ensayos de b o m b eo para constatar lo s caudales y la caída real del nivel freático. V éase D om enico y Schw artz (1990) p a ra más detalles.
4.13.5. Ensayos de bombeo Los ensayos de b om b eo se realizan in situ con objetivos que incluyen: 8 D eterm inación de los parám etros hidrogeológicos de conductividad h id rá u lica, coeficiente de alm acenam iento B D eterm inación de la cantidad/calidad del sum inistro de agua c D eterm inación de la sostenibilidad de la producción m áxim a ® Evaluar ei im pacto del d escen so de nivel en los pozos v ecin o s3 • Proporcionar datos de base so b re las características y com portam iento del pozo (D aly, 1994). La gam a de ensayos a pequeña e sc ala que dar lugar a una pequeña descarga del pozó y que se u san para determ inar K incluyen: 0 E nsayos ® E nsayos B E nsayos ° Ensayos 0 E nsayos
a presió n ascendente y descendente. de varilla y gancho a presió n constante de obturador de trazadores
Los ensayos a m ay o r escala que im p lican una m ayor descarga del pozo, y que se utilizan para determ in ar cantidad, calidad y com portam iento incluyen: ® E nsayos de descenso de nivel p o r etapas ® Ensayos d e descarga constante L os ensayos se describen con m a y o r detalle en D o m enico y Schw artz (1990) y en la m ayoría de los textos de hidrogeología. En el ensayo a presión ascendente y descendente se introduce ráp id am en te en el pozo un volum en fijo d e agua, suficiente pitra p rodu cir un aum ento instantáneo del n ivel de agua. Se registra el nivel de agua del pozo a m edida q u e va descendiendo con el agua deslizándose hacia el acuífero. En el ensayo de altura ascendente, se saca una cantidad fija. Cuando se representan los cam bios en altura frente al tiem po, se puede d eterm i nar la conductividad hidráulica (D aly , 1992). Los d em ás ensayos a pequeña esc a la son variaciones de éste. En los en say o s a gran escala, se pueden determ inar la producción del p ozo en cantidad y calidad así com o el com portam iento del m is mo. Se registran lo s niveles del p o z o y de pozos testigos de observación así com o ’ Lo qus se denom ina afección.
252
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
e n los c a u c a s c e r c a n o s a n te s de l e n sa y o d e b o m b e o . E l e n sa y o t íp i c a m e n t e sobre p a s a las 2 4 h o ra s y n o r m a l m e n t e es de 7 2 horas, d u r a n te las c u a l e s o bien se m a n t i e n e u n a ta s a d e b o m b e o o b ie n se e s ta b le c e n u n a serie de t a s a s d e bo m beo c o n s ta n te s , p o r e j e m p l o c o m e n z a n d o a 4 0 m 3/h d u ra n te 6 h o r a s se g uido s de 3 5 m 3/h d u ra n te 6 h, etc. L a s m e d i d a s d e d e s c e n s o d e niv el se re p re se n ta n a in te r v a l o s de tan s ó l o 3 0 s d u ra n te los p r i m e r o s 30 m in u to s h a s t a u n a s 2 a 3 h en el s e g u n d o y terc er día. L a s in stitu c io n e s g e o ló g i c a s en los d i v e r s o s p a íses tienen sus p r o p i a s r e c o m e n d a c i o n e s e sp e cífic a s p a r a los interv alo s de t i e m p o y ré g im en d e r e p re se n ta c ió n . D e e s to s re su lta d o s, de p u e d e d e te r m i n a r la i n f o r m a c i ó n sobre lo s p a r á m e t r o s sig n i f ic a ti v o s de cantidad, c alidad, etc. E j e m p l o 4.1 2. D e t e r m i n a r la tra n s m i s i v i d a d a p r o x im a d a ( m 3 / d ) d e los e nsa y o s d e b o m b e o s u c e s i v o s s ig u ie n te s (D a ly, 1992):
E tap a
v í- v -
^
Q
7: t
(in V d ía)"
I
1 1 5 ,6
0,2 3 5
2
146,2
0,3 5 5
4
2 0 0 ,7
0,5
6
2 4 2 ,2
0 ,7 0 5
C a d a e ta p a tiene u n a d u r a c i ó n d e 60 m in , S, es el d e s c e n s o d e n i v e l total (o a c u m u l a d o ).
Solución: L a c a p a c i d a d espe cífic a , SC , p a r a c a d a e ta p a v i e n e d a d a por S C , = 115 ,6/0,2 35 = 4 9 1 ,9 m 3 /d .m S C , = 146,2 /0,355 = 4 1 1 ,8 m 3 /d.m S C 3 = 2 0 0 ,7 /0 ,5
= 4 0 1 , 4 nrVd.m
S C 4 = 2 4 2 ,2 /0 ,7 0 5 = 3 4 3 ,5 nrV a.m P o r t a n to la c a p a c i d a d e s p e c í f ic a se r e d u c e c u a n d o se in c r e m e n t a la tasa de d e s c e n s o d e nivel. El d e s c e n s o se c o m p o n e de « p é r d id a del a c u í f e r o » rnás «pérdid a del p o z o » . L a p é r d id a de l a c u íf e ro es c o n s t a n t e p a r a las d i f e re n te s tas as de d e s c a r g a m ie n t r a s q u e la p é r d i d a del p o z o a u m e n t a c on la d e sc a rg a :
S, = B O + C O 2 donde
B = coeficiente de pérdida de acuífero
(4.65)
C O NC EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
283
El coeficiente de p érd id a de pozo C se determ ina de Jacob (1950) com o sigue:
A S J A O t - A S : JA, ,
C =—¡
^
^
(4 -66)
A(2,_i + A Q,
Para las etapas 1 y 2 „ A SJA O -, - A S J A O , 0 .1 2 /3 0 ,6 - 0 ,235/115.6 c =■ ' ~ ----- 7^ — — = - ---------:------7 7 ----------- = 12,9 x 10~6 m /(m /d ) A O, + A 0 2 146,2 A nálogam ente, p ara las etapas 2 y 3 A SJA O , - A S J A 0 2
n n0 ,6íí 0 ,1 4 5 /5 4t,5^ _- n0 ,1i ?2 /3
A 0 2 + AO,
30,6 + 54,5
-1 4 ,8 x 10-f' m /(m 3/d ) 2
Para las etapas 3 y 4 ^ A SJA O , - A SJA O , 0 .2 0 5 /4 1 ,5 - 0 ,1 4 5 /5 4 .5 f , , C= 4 ■ ~ 4----- - é — — = -— ^ ^ -------------------= 23,7 x 10“° m /(m /d ) A0 3 + A Q 4 d4,d + 4 1 ,D Tom ando ¡a m edia com o 7,2 x 10“6 m /(m 3d)2. Por tanto la pérdida del pozo asociada con cada tasa de extracción puede determ inarse de la relación SK= CO2 donde
(4.67)
C = 7 x 10~6 m /(n r7 d )-
Para cada uno de los ensayos de b om beo utilizados las pérdidas de pozo son S,„, = 7 x 10-6 x
115,62= 0,094 m
S„,2 = 7 x 10~6 x
146,2- = 0,149 m
= 7 x 10-6 x
200,73= 0,282 m
S k4 = 7 x 10~6 x
242,22= 0,411 m
Las correspondientes pérdidas de acuífero son: Sa] = 0,235
-
0,094 = 0,141 -►S J O , =
1,22 x 10~3
Sú2 -
-
0,149 = 0,206 ->S J 0 2=
1,41x 1 0 '3
0,355
SaZ = 0,5
- 0,282 = 0,218
S ^ = 0,705
-
-> S J Q ^ = 1,09 x lO"3 0,411 = 0,294 -* S J 0 4= P rom edio = 1.22 x 10~3
1,21x 10“3
284
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E~::o tam b ién s e p u e d e d e te r m i n a r g r á fi c a m e n te r e p r e s e n t a n d o S / Q fren te a Q. Lz. o r d e n a d a en el o r ig e n y es el c o eficie n te de pé rdida de l a c u í f e r o y la p e n d ie n t e es el c o eficie n te d e p é r d id a del pozo. U n a e stim a c ió n p r e li m in a r de la i r a n s m is iv id a d es c o m o sig ue. A la m a y o r tasa de b o m b e o de 2 4 2 , 2 m 3/d se re g istró u n de sc enso total d e 0 ,7 0 5 m , d a n d o u n a cap a cid a d e sp e c ífic a d e 2 4 2 , 2 / 0 , 7 0 5 = 3 4 3 ,5 m 3 /d.m. Del d e s c e n s o total, la p é r dida d e p o z o fue d e 0,411 m. P o r tanto la c ap a c id a d e s p e c í f ic a te ó r ic a p a ra un po zo 100 p o r 100 e f ic ie n te es 2 4 2 ,2 /(0 ,7 0 5 - 0,411) = 8 2 3 ,8 m 3 /'dm. L a t r a n s m is iv i d a d según viene d a d a p o r D a ly (19 9 4 ) es 1.22
1,22
T = — :-------- = ------- !--------- r ~ 1.000 m G V 2L 1,22 x 10
/d
(4.6 8 )
E sto es a p r o x im a d o y o b v i a m e n te d e p e n d e de las p é r d id a s y de l d i á m e tr o del po z o. Pa ra m á s d e ta lle s v é a s e D o m e n ic o y S c h w a rtz ( 1 9 9 0 ) y D a ly (1992).
4.13.6. Hidráulica de un pozo en régimen estacionario L a F i g u r a 4.45 re p re s e n t a el flujo radial a u n p o z o en un a c u í f e r o c o n fin a d o . E s de interés d e te r m i n a r los p a rám etro s de c o n d u c t i v id a d h i d r á u l i c a K y I r a n s m is iv i dad T. Se v e q u e la c u r v a de d e sc en so v a ría con la d i s t a n c i a d e s d é la b o c a del pozo. U n p o z o de b o m b e o e stá r o d e a d o d e d o s po z o s de o b s e r v a c i ó n n o p a r a
Pozo a a
Superficie piezomélrica oriaina!
En t = 0 el ñivo) freático es horizontal en la ubicación de ia superficie piezométrics original, según se representa
/ / / / / / /
7 “/ / / / / / / / / / / / / Estratos impermeables
F ig u ra 4 .4 5 .
F lu jo e n r é g im e n e s ta c io n a r io en u n a c u í f e r o c o n f in a d o .
C O NC EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
285
zam beo. El flujo se considera tridim ensional y el acuífero se supone hom ogéneo e isótropo. D e la ley de D arcy, áh d/i Q = KA — = K x 2 nrb — dx dr conde
(4 .6 9 J
r = distancia radial hasta un punto arbitrario en la curva de ex tracción b = altura (espesor del acuífero confinado)
es decir el volum en n r b es el volum en del acuífero disponible para p ro d u cir agua. Para las condiciones de co ntom o en r = r,,., h = h n, (véase Fig. 4 .4 5 ), la integración después de la separación de variables da h - h . O = 2nK b ~ ln { i l r j
(4.70)
Para la deducción de la ecuación, véase B ras (1990):
T = Kb = ------- ---------I n f - - '] 2 n (lu ~ lh ) \r j
(4.71)
donde T es la transm isividad del acuífero. D onde los pozos de observación, y h 2 están ad yacentes uno al o tro a una distancia radial r, y r2 de la línea central del pozo (véase Fig. 4.45) y r2 > /-,. La Figura 4.46 es un esquem a del flujo radial a un p ozo en un acuífcro libre. La ecuación de D arcy es d/í <2 = 2 ur K h — dr Integrando hl - Ir, Q = n K -= — ^ ln ( r j r , )
(4.72)
i, = -----;-----Q — iln ( — ri K n(lr2 - Ir¡) donde
h¡ = altura del nivel freático en el pozo de observación a una distancia radial r, y lu es la altura del nivel freático en el pozo de observación 2 a una distancia radial r2 (r2 > r,).
E je m p lo 4.13. D eterm inar K para un acuífero libre de 10 m de esp eso r si un pozo sum inistra 360 m 7 d . El pozo de observación 1 está situado a 20 m del pozo
286
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
E stra to s im p e r m e a b le s
Figura 4.46.
Flujo en ré g im e n estacionario en un acuífero libre.
de bom beo y reg istra un descenso de 6 m. El pozo de observación 2 está situado a 600 m y el d escen so es 3 m. E l n iv el freático o riginal estaba registrado a 12 :n. Solución:
“ - « ¡ ¡ h s ) '" ® En el pozo de observación 1, el descenso es 6 m. Si h0 es la altura p iezo m élrica original entonces /; , = 1 2 - 6 = 6 m , r¡ = 20 m,
y
h 2 ~ 12 - 3 = 9 m r2 = 600 m
360 K = — ------ — ln (6 0 0 /2 0 ) = 8,65 m /día 7i (SI — 36)
4.14.
QUÍMICA DEL AGUA SUBTERRÁNEA, CONTAMINACIÓN Y SU PREVENCIÓN
Esta sección está adaptada de D aly :-94b) con su am able autorización. L a q u í m ica natural del ag u a subterránea varía dependiendo de la naturaleza de ios su b suelos y las rocas a las que atraviesa. P or ejem plo, en Irlanda, los lechos de roca caliza y los subsuelos dom inados p o r caliza son com unes y co n secuentem ente el agua subterránea con frecu en cia es dura, conteniendo altas concentraciones de
C O N C EPTO S DE H ID R O LO G ÍA
2 S '7
calcio, m agnesio y bicarbonato. Sin embargo, en zonas donde h ay presencia de ¡ocas volcánicas y arenisca, es norm al un agua m ás blanda. Las variaciones ap a recen en la T abla 4.20 para cinco localidades en Irlanda, donde se dan análisis de agua subterránea para cinco lipos diferentes de rocas. Al considerar el im pacto de la actividad hum ana, es necesario tener en cu en ta prim eram ente la calidad del agua natural (de base). Se suele considerar q u e el agua su b terrán ea es pura y segura para beber ya que sufre un proceso de filtración y lim pieza a través de la cubierta de subsuelo y lecho rocoso que no tienen las aguas superficiales. Sin em bargo, esto no garantiza la p u reza del agua subterránea. Pueden surgir proble m as debido a las condiciones naturales del terren o o a la contam inación por las actividades hum anas.
4.14.1. Problemas de calidad del agua subterránea natura! Los principales problem as de calidad del agua subterránea natural vienen causados por la dureza, hierro, m anganeso, sulfuro de hidrógeno, sulfato y cloruro sódico. Con la excepción de la dureza y del cloruro sódico, plantean p roblem as ocasio nales en los acuíferos p equeños y pobres m ás q u e en los acuíferos im portantes. D u re z a . El agua su b tem in ea que pasa a través de la caliza disu elv e los co m puestos de calcio y m agnesio que provocan la dureza. En consecuencia, las aguas Tabla 4.20.
Qu ím ica del a g u a en a lgu n a s a g u a s su bterráneas irlandesas ....— ■ E m p la z a m ie n to del pozo
; P a rá m e tro i -‘ .... j.- ; ~ -v "V .7
i \ j j
Sólidos totales disueltos D ureza total (como CaCO-,) Alcalinidad total (corno C aC 0 3) Calcio M agnesio 1 Sodio Potasio Cloruro Sulfato : N itrato (com o N) Am onio libre y salino (N) ; A m onio album inoide (N) i Hierro | M anganeso Acuífero
N ota
Kiiocktopher .••Y- Gorey"’ W'exfprdY-' . Kilkenny 92 60 !S 80 9,7 24 3,1 35 45 0,5 0.1
— 0,1
nada V olcán de O rdovicia
2S0 185 1S4 54 12 2
16’ 1,9 20
nada 3,0 0,01 0,01
nada nada Arenisca de Devon
liailaBbiierccn Roscüimnoa 360 307 295 102
12,9 8,8
3 26 nada 0,9 0,05 0.08 nada nada Caliza carbonífera
Ballincurry Tip¡)^rury 283 075
237 60 13.4 18,8 1,3 17 o 1,4 0,04 — m.íki 0,01
Arenisca de W estfalia
Moríatsícitra Carlmv 500 320 304 118 6,3 12 0,6 22 2 2,8
0,04 0.01
nada nada Arena y grava
(1) Los análisis fueron realizados por el Irish G eological Survey Slate Laboraiory. (2) Todas las unidades en mg/1.
Adaptado de Daly, 1994b.
2SS
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
duras so n c o m u n e s en las z o n a s calizas, con c o n c e n tr a c io n e s de d u r e z a totales que v a r ía n d e 2 0 0 a 4 0 0 mg/1. E s to p u e d e ser b e n e fi c i o s o p a r a la s a l u d y d a r un gusto a g r a d a b le . P o r el c o n tra rio , niveles m u y altos p u e d e n ser una m o le s tia , dando corno r e s u l t a d o la f o r m a c ió n de in cru sta cio ne s en c a c e r o la s, t u b e r í a s y calderas. H i e r r o y m a n g a n e s o . L a c o n c e n tr a c io n e s e n e x c e s o d e h i e r r o n o suelen causa;' p r o b l e m a s d e sa lud p e r o son p r e o c u p a n te s p o r ra z o n e s e s t é t i c a s y de g u s to. C u a n d o se e x tra e de u n p o z o o de l grifo, el a g u a p u e d e ser i n c o l o r a pero, al entrar e n c o n ta c t o con aire, el h ierro p re cip ita p a ra f o r m a r un d e p ó s i t o rojizom airón q u e re c u e r d a a¡ h e r r u m b r e . Esto d a u n gusto m e t á li c o al a g u a y m a n c h a las tu b e r í a s y la ropa. El m a n g a n e s o p ro d u c e u n a c o lo r a c ió n n e g r a d e l agua. El o r i g e n del h ierro p u e d e n ser m ine rale s f e rro s o s e n las r o c a s y suelos, la c o n ta m in a c i ó n p o r r e s id u o s o r g á n ic o s u o c a s io n a lm e n te la c o r r o s i ó n d e los a c c e sorios d e h i e i r o en el s i s t e m a d e d istribuc ió n d e agua. El ag u a s u b t e r r á n e a de ciertos t i p o s d e roca tales c o m o calizas fa n g o s a s o sc uras, p izarras y a r e n i s c a y de zonas d e t u r b a p u e d e c o n t e n e r c o n c e n tr a c io n e s m u y a lta s d e hierro. L a ru p tu r a de residuos o r g á n ic o s de fosa s sépticas, granjas y otras fu e n te s p u e d e producir' la f o r m a c ió n d e d ió x id o de c a t e no y c o n d ic io n e s de f ic ita ria s en o x í g e n o y p u e d e disolver el h i e r r o en el a g u a subterránea. El m a n g a n e s o se suele a s o c i a r f re c u e n tem ente c o n el hierro a u n q u e es m e n o s p r e d o m i n a n t e . T a m b i é n e s u n b u e n in d i cador d e c o n ta m in a c i ó n p o r re sid u o s con alta D B O , c o m o el e f l u e n t e de silos agrícolas. S u l f u r o d e h i d r ó g e n o . El sulfuro de h id r ó g e n o e s un gas r e c o n o c i b l e p o r su olor a « h u e v o s pod rid o s» . S ó lo está p r e s e n te e n ag u a d e s o x i g e n a d a , de rocas como a rc i li a n e g r a , c o m o c a liz a s o pizarras q u e c o n tie n e n pirita, o d e lec ho s de evaporita. A m e n u d o se a s o c i a con p ro b le m a s d e hierro. V é a n s e lo s C a p ítu lo s 12 y 13 p a r a u n a disc u sió n del s u l f u ro de h i d r ó g e n o en re la c ió n con el a g u a residual y la d i g e s ti ó n anaerobia. S u l f a t o . P u e d e n d a r s e c o n c e n tr a c io n e s sig n ific a tiv a s de su lf a to , d o n d e len tes de e v a p o r i t a en calizas h a n p ro d u c id o n iv ele s de su lfa to de h a s t a 800 mg/1. Los p r o b l e m a s cau s ad o s p o r e sto s c o n stituye n te s p u e d e n r e s o l v e r s e m e d i a r e sis temas d e t r a ta m ie n to de a g u a y, don de s e a p o sib le , e li m in a n d o la s fu entes de c o n ta m in a c i ó n . C l o r u r o s ó d i c o . L a in tr u s ió n salin a en los a c u ífe ro s p u e d e d a r l u g a r a altos niveles d e N a C l en el a g u a subterránea. L o s p r o b l e m a s se p r e s e n t a n en zonas doiide la s r o c a s son m u y p e r m e a b l e s y d o n d e hay un b a jo g ra d ie n te h id r á u lic o . El p r o b l e m a p u e d e e x a c e r b a r s e p o r pozos de e x tra cc ió n d e a g u as s u b t e r r á n e a s cerca de la c o sta .
4.14.2.
Algunas coxitribucioncs indu . .ales a ia contaminación del agua subterránea
P e s t i c i d a s . A l c o n sid e ra r lo s pesticidas, m e r e c e la p e n a d istin g u ir e n tr e los que se usa n p a r a aplic ac ione s a g r íc o la s y no agríc ola s, y e n tre los f o c o s d e c o n ta m in a
CONCEPTO S D E H ID R O LO G ÍA
289
ción puntuales y difusos. L os usos no agrícolas son el contro! de hierbas en m ár genes de carreteras, cam pos de juego, alrededores de viviendas y polígonos in dustriales y en líneas de ferrocarril. L os focos puntuales son la pulverización de pesticidas en áreas p equeñas, evacuación del baño desparasitador de ovejas d es pués de usado en los conductos de drenaje, para esc-orrcntía de carreteras, d erra mes (frecuentes durante la carga, descarga y lavado), fugas y una m anipulación ¿escuidada de contenedores y lavados. H ay m ás de 32.000 com puestos pesticid as diferentes en uso, conteniendo unos 1.800 ingredientes activos (H ouzim e ta l., 1986). E stos varían en su so lu b ili dad, persistencia, m ovilidad y toxicidad, y en consecuencia en los riesgos que presentan para el agua subterránea. Sin em bargo, hay u n a preocupación creciente acerca de los pesticidas y así la concentración m áxim a adm isible (CM A) de la U nión Europea para p esticidas individuales es baja — 0,1 /íg/1— y p ara pesticidas totales es de 0,5 figfl. S egún Hallberg (1989), los pesticidas se están presentando en las aguas subterráneas de Estados U nid os mucho m ás com únm ente que lo que se había previsto a p rincipios de los años 80. A sim ism o, estudios dctaliados en Estados U nidos (H allberg, 1989) han dem ostrado que los pesticidas se pueden m over a través del suelo y del subsuelo a lo largo de cam inos preferencia!es m ucho más rápidam ente y a m ayores profundidades que lo previsto m ediante el concepto de flujo D arciano. El problem a potencial con los pesticidas se com plica aun m ás por el hecho de que los pro d u cto s de la ruptura — los m etabolitos o degradados— tam bién pueden ser tóx ico s y móviles (H allberg, 1989). El aldi:arb, un producto altam ente tóxico utilizado en la rem olacha azucarera, tienen un rerio d o de vida m edia m uy corto, pero se degrada en com puestos q u e no sólo son igualm ente o más tóxicos, sino que son m ás persistentes y considerablem ente más m óviles (OECD, 1986). Los herbicidas de triazina, atrazina y sim azina (para elim inar hierbas preem ergentes) suponen el 40 p or 100 del consum o de los herbicidas no agrícolas en G ran B retaña. Son m óviles en suelo y rocas, y se detectan con m ás frecuencia en aguas superficiales que cualquier otro p esticida (Inform e EN D S, 1993). S e utilizan p ara control de hierbas en líneas de ferrocarril y carreteras. L a investigación en el Centro de Investigación del Agua en la C u enca Granta en C am bridgeshire en c o n tró que los herbicidas aplicados a cereales entraban en los cursos superficiales, aunque las concentraciones variaban con el caudal del río (etapa) y con la época del año. L a punta principal de h erbicida se produjo a las pocas horas de una 'intensa lluvia. El riesgo principal del uso agrícola de pesticidas es para el agua superficial y no para el agua subterránea. Los estudios y el seguim iento en G ran Bretaña han resaltado el riesgo de contam inación del b año desparasitador usado para ovejas. Los principales co n ta m inantes en el baño de ovejas son organofosfalos (diazinon y propetam os) aunaue tam bién puede h ab er presencia de disolventes. A unque los organofosfatos iienen una alta solubilidad en agua, son relativam ente inm óviles (H ouzim ct a i, 1986). Incluso cuando se han evacuado m ediante drenajes, han sido detectados a distancias de hasta 4 0 0 m de ¡as tuberías de drenaje (Inform e EN D S, 1993). En Estados U nidos y Canadá, se han detectado un total de 39 com puestos de pesticidas en pozos de 34 estados o p rovincias (H allberg, 1989). Se han detectado
290
INGENIERÍA AMBIENTAL
am pliam ente com puestos utilizados co m o fum igadores d e suelos y nem aticidas, com o el aldicarb, E B D , 1,2-D , y D B C P , q u e son p or n atu raleza m ó v iles y /o v o lá tiles. E stos p esticidas se u sa n en veg etales y cultivos esp ecializad o s. L o s dem ás com puestos com ú n m en te d etectados son herbicidas: alac lo r, atrazina (y m etabolitos). D iso lv en tes in d u s tria le s . L os su m in istro s de aguas subterráneas se en fren tan a un a am enaza creciente de una am p lia gam a de p ro d u c to o rgánicos sin téti cos, com o resultado de su evacuación casu al, fugas o d erram es (L aw rence, 1990). D e éstos, los disolventes clorados q u e se usan frecu en tem en te en la industria parecen ser los contam inan tes que se p resen tan m ás com ú n m en te. E stos d isol ventes se utilizan com o desengrasantes p a ra varios p ro ceso s en las industrias del m etal, electrónica, q uím ica, papel, tex til, y del cuero. T am b ién suelen e sta r p re sentes en el lixiviad o de vertederos. L os cu atro disolventes clorados m ás am plia m ente utilizados hoy d ía en Gran B re ta ñ a son perclo retilen o , tricloroetileno (TCE), cloruro de m etilen o y m etil c lo ro fo rm o (L aw rence, 1990). L os disolventes y otros productos q u ím ico s orgánicos sintéticos so n u n a am e naza tan com plicada com o sig nificativa p a ra el agua subterránea: 6 Son de sig n ificació n am biental a m u y bajas concentraciones — cantidades de partes p o r b illó n (ppb o ¿tg/l). U n pequeño d erram e de unos po co s litros po d ría contam inar potencialm ente m u ch o s m illones d e litros de ag u a subte rránea. P o r ejem plo, un k ilogram o de pentaclo ro fen o l q u e en trara al agua subterránea con tam in aría 2 x 105 m 3 • Son difíciles de m u estre a r debido a la v o latilización y los análisis son cos tosos • Son resisten tes a la degradación y p o r tanto son p ersisten tes • L os productos de ru p tu ra no siem p re resultan ser in o fen siv o s o m en o s d añi nos (M acK ay e t al., 1985). L a biotran sfo rm ació n d e T C E puede d a r lu g ar a la form ación de p rod u cto s p elig ro so s com o el c lo ru ro de vinilo, que es un carcinógeno h u m an o confirm ado (B urm aster, 1982). A dem ás, inclu so si los productos de biotransfo rm ació n son m en o s peligrosos, pueden ser m ás m ó viles y crear m ayores problem as A ceites m in e ra le s re fin a d o s . É sto s inclu y en gasolina, com bustible de avia ción, com bustible diesel y com bustibles d e calefacción d e varios tipos. V arían en viscosidad, pero tien en densidades m en o res que la del a g u a y u n a com posición heterogénea dom inada p o r los h id ro carb u ro s puros (A shley y M isstear, 1990). E n el agua subterránea pro d u cen problem as d e gusto y olor, a sí que la G M A de la U E es 10 ¿ig/1. L a co n tam inació n surge de estacio n es de serv icio , depósitos de alm a cenam iento, cam pos de aviación y derram es durante el transporte. A veces los pozos privados y de granjas de Irlanda se contam inan p o r las fugas de lo s tanques de alm acenam iento de com bustible do m éstico y p o r lo s d erram es que se p ro d u cen cuando se llenan los tractores con gaso il. Las estacio nes de servicio son las otras fuentes de contam in ació n poten ciales m ás im portantes, especialm ente p o r fugas d e los depósitos d e alm acenam iento enterrados (L U S T S ) y derram es. D e
CONCEPTOS DH HIDROLOGÍA
291
todas form as, varias d e las com pañías de distribución de com bustibles están co m probando sus estacio n es de servicio. R ecientem ente, h a aparecido u n a n ueva am enaza d e la gasolina. Se trata de un aditivo utilizado en la gasolina sin plom o p ara au m en tar los octanos, llam ado m etil butil éter terciario (M TBE). F o rm a parte hasta en un 5 por 1.00 de las m ez clas norm ales y h asta en un 15 p o r 100 en las m ezclas super. Es d iez veces m ás soluble en agua qu e lo s dem ás co m ponentes de la gasolina, y se disuelve y se extiende rápidam ente en el agua subterránea. A hora se esta registrando co n tam i nación por M T B E e n G ran Bretaña, aunque no es especialm ente tóxica (Inform e E N D S, 1993). M T B E tiene una ventaja: es un buen indicador de l a contam inación p or gasolina debido a su solubilidad y a su b ajo um bral de gusto (10 ¿¿g/1) y p o r tanto es probable q u e h ag a mas fácil y m ás rápida la id en tificación de la co n tam i nación en agua su b terrán ea que o tro s ingredientes m ás tóxicos com o benceno.
4.14.3. Algunos indicadores de contaminación en agua subterránea In tro d u c c ió n . E n el análisis de las m uestras de aguas subterráneas ha habido una tendencia a en say a r u n núm ero lim itad o de constituyentes. U n análisis co m pleto, qu e incluye to d o s los aniones y cationes principales, no se su ele recom en dar p ara un seguim iento de rutina y p a ra la evaluación de los in cid en tes de co n ta m inación. Esto p erm ite (i) una com probación de la fiabilidad de los análisis (realizando un b alan c e iónico), (¿0 u n a adecuada valoración de la quím ica y la calidad del agua, y (ü i) u n posible in d ic a d o r del origen de la contam inación. E n la Tabla 4.21.
~
Parám etros utilizados para evaluar la contam inación de a g u a subterránea — -
Apariencia i Sedimento 1 pH (laboratorio) Conductividad eléctrica (CE) Dureza total Coliformes generales E. Coli*
—
•-
“P arám etro s recom endados Calcio (Ca) Magnesio (Mg) Sodio (Na) Potasio (K )* Cloruro (Cl)* Sulfato (SO ,)* Alcalinidad
Nitrato (NO,)* Amoníaco (NH,)* Hierro (Fe) * Manganeso (M n)*
- P a rá m e tro s opcionales .. ■ (dependiendo.de las circunstancias locales y razones p a ra el m uestreo)
Fluoruro (F) Onofosfato Nitrito (NOj)* DBO* Oxígeno disuelto*
Ácidos grasos* Trazas de orgánicos* COT* Boro (B)* Cadmio (Cd)
* Buenos indicadores de contaminación. Adaptado de Daly, 1994.
Cinc (Zn) Cobre (Cu) Plomo (Pb) Otros metales
292
INGENIERÍA AMBIENTAL
T abla 4.21 se da un listad o de recom endaciones y parám etros opcionales. T am bién es im portante q u e las m uestras de agua tom adas p ara an álisis n o hayan sido cloradas. Los siguientes parám etros son buenos indicadores de contam inación: E. coli, nitrato, am onio, potasio, cloruro, hierro, m anganeso y trazas d e orgánicos. B a c te ria s fecales y v iru s. E. coli es el parám etro ensayado c o m o indicador de la presencia de b acterias fecales y quizás de virus; co n stitu y en tes que presen tan un riesgo significativo p a ra la salud hum ana. El p ro b lem a san itario m ás co mún que surge de la presen cia de bacterias fecales en el agua subterránea es la diarrea, pero tam b ién p u ed en ap arecer fiebres tifoideas, h ep atitis infecciosas e infecciones gastrointestinales. A unque las bacterias E. coli son ex celen tes in d ica doras de la contam inación, pueden p ro v en ir de diversas fu en tes, p o r ejem plo efluente de fosas sépticas, residuos d e granjas, d e vertederos o p ájaro s. L a re la ción coliform es fecales: estreptococos fecales se h a usado com o in d icad o r ap ro xim ado para d istinguir entre fuentes d e residuos anim ales y h u m an o s (H enry e t a l, 1987). Sin em bargo, se req u iere cuidado al in terp retar los resultados. L os virus son un m o tiv o especial de preocupación y a que sob rev iv en m ás tiem po en agua su b terrán ea que las bacterias indicadoras (G erba y B itton, 1984). Los datos publicados sobre elim inación de bacterias y virus en a g u a subterránea han sido com pilados p o r P ek d eg er y M atthes (1983), que m u estran que en d ife rentes investigaciones, el 99,9 p o r 100 de la elim inación de E. c o li tuvo lu g ar después de 10 a 15 días. L a m ed ia de las investigaciones evalu ad as fu e de 25 días. Se observ a que el 99,9 p o r 100 de la elim inación de diversos v iru s sucedió des pués de entre 16 y 120 días, con una m edia de 35 días p ara los v ira s de'p o lio , hepatitis y entéricos. E l m edio natural, en particu lar los suelos y subsuelos, es efectiv o en m over las bacterias por d ep redació n , filtración y absorción. H ay dos situ acio n es de alto riesgo: (i) donde hay presen cia de arenas y gravas en aguas p o co p ro fu n d as; y (ii) donde hay roca fractu rad a, especialm ente caliza, cercana a la su p erficie del terre no. L a presencia de arcilla en graveras, depósitos glaciares, y tu rb a en m uchos casos dificultará la em igración vertical de los m icrobios, au n q u e los cam inos preferenciales de flujo, tales com o las grietas en los m ateriales tip o arcilla, p u e den perm itir un ráp id o m ovim iento y by-pass del subsuelo. N itr a to . El n itrato es uno de los contam inantes m ás co m u n es identificados en el agua subterránea y se registran concentraciones en au m en to en m uchos países desarrollados. E l consum o de agua rica en nitratos p o r los n iñ o s puede dar lugar a una situación cono cid a com o m etahem oglobinem ia (sín d ro m e del niño azul). L a form ación d e nitro sam in as carcinógenas es tam b ién un p o sib le riesgo sanitario y los estudios epidem iológicos han indicado una co rrelació n positiva entre el consum o de n itrato en agua potable y la incidencia d e c á n ce r gástrico. Sin em bargo, la correlación no está p robada de acuerdo con varios ex p erto s (W ild y C am eron, 1980). L a C M A de la U E es de 50 mg/1. E l ion nitrato no se absorbe en arcilla o m ateria o rg án ica (K olenbrander, 1975). E s m uy m óvil y en condiciones húm edas se puede lix iv ia r fácilm en te de la zona de raíces a través del suelo y del subsuelo perm eable. C om o las co ncentra ciones norm ales en aguas no contam inadas son bajas (m enos de 5 mg/1), el nitrato
• ', .CONCEPTOS DE HIDROLOGÍA
293
puede ser un buen indicad o r de la contam inación causada p o r fertilizantes y m a teria orgánica residual. E n el pasado h a habido tendencia a su p o n er q u e la presencia d e mucho nitrato en las aguas de pozo ind icab a un im pacto d e los fertilizantes inorgánicos. E ste supuesto con frecuencia h a resultado erróneo, y a que el exam en d e otros constitu yentes en el agua h a m o strad o que el origen eran los residuos orgánicos — n o r m alm ente vertidos de gran jas, p robablem ente agua con abonos. L as concentra ciones de nitrato en po zo s co n una tasa de abstracción baja — p o zo s dom ésticos y de granja— pueden ser fácilm en te influenciadas por agua con a b o n o s deslizándo se h acia el terreno en los alrededores de la g ran ja o de la asp ersió n de agua con abono en las tierras cercanas. H asta el efluente de fosas sépticas puede subir el nivel de nitrato; si existe u n sistem a de fosa sép tica en la zona de contribución de un p o zo, se necesita una dilación cuatro v eces m ayor del n itró g eno en el efluente para b ajar la concentración de nitrato por d eb ajo de la C M A de la UE. L a D irectiva C E (91/676/C E E ) sobre n itrato s de origen ag ríco la perm ite la designación de zonas «vulnerables» o sensibles, que son ex ten sio n es de tierra que drenan hacia aguas superficiales o subterráneas de las que se pretende ex traer agua potable y que podrían contener más d e 5 0 mg/1 de nitrato si no se realiza alguna actuación de protección. Si se designan áreas sensibles ten d rá repercusio nes p ara los granjeros de estas zonas ya q u e la aplicación d e estiércol de g an a do/lodos y fertilizantes ino rg án ico s estará restringida. E sto se d iscute con m ás detalle en el C apítulo 10. A m o n íaco . El am oníaco tiene baja m o v ilid ad en suelo y subsuelo y su p re sencia en agua subterránea indica una fuente de residuos cercan a y /o condiciones sensibles. P o ta s io . E l potasio (K ) es relativam ente inm óvil en el suelo y subsuelo. C onsecuentem ente, la extensión de estiércol, lodos y fertilizan tes inorgánicos tiene poca probabilidad de increm entar las concentraciones de potasio en agua subterránea. En la m ayoría de zonas de Irlanda, los niveles b a se d e potasio en agua subterránea son m enores de 3,0 mg/1. O casionalm ente se encuentran co n centraciones m ayores d o n d e las rocas contienen potasio, es d ecir en ciertos g ran i tos y piedra areniscas. L a relación p o ta s io : so d io de base en la m ayoría de las aguas residuales irlandesas es m enor de 0,4 y a m enudo 0,3. L a relación K : N a de agua con abonos y otros resid u o s derivados d e m ateria orgánica vegetal es co n si derablem ente m ayor de 0,4. En consecuencia, una relación K : N a m ayor de 0,4 puede utilizarse para indicar contam inación p o r m ateria o rg án ica de p lantas — norm alm ente en las granjas, ocasionalm ente en vertederos (d e la descom posi ción del papel). Sin em bargo, u n a relación K : N a m enor de 0 ,4 n o indica que los ;iduos d e granja no sean la fuente de contam inación, ya q u e el K es m enos m óvil que el N a. (El fó sfo ro es un contam inante con una relev an cia creciente y produce una eutrofización d e las aguas superficiales. No es u n problem a en agua subteiTánea ya que no su ele ser móvil en el suelo y el subsuelo.) C lo ru ro . L a fuente principal de cloruro en agua subteiTánea n o contam inada es la lluvia y así en cada reg ió n , dependiendo d e la distancia al m a r y la evapora-
294
INGENIERÍA AMBIENTAL
ción, lo s niveles de cloruro en el agua su b terrán ea serán sen sib lem en te constan tes. E l cloruro, com o el nitrato , es un io n m óvil. A dem ás, es u n c o n stitu y en te de los residuos orgánicos. E n consecuencia, los niveles que estén apreciablem ente por encim a del nivel b ase se han considerado com o in dicación d e contam inación p or residuos orgánicos. A u n q u e esto p ro b ab lem en te es correcto e n térm inos ge nerales, tam bién pued e ap a re c e r cloruro de los fertilizantes de potasio . H ie rr o y m a n g a n e so . A unque están presentes en co n d icio n es naturales en las aguas subterráneas de alg u n as zonas, tam bién pueden ser in d icad o res d e con tam inación p o r residuos orgánicos. El eflu en te de los residuos p ro d u c e desoxige nación en el terreno qu e d a lu g ar a disolución del hierro (Fe) y m an g an e so (Mn) del suelo, del subsuelo y del lecho rocoso en el agua subterránea. C o n la reoxige nación en el pozo o el siste m a de sum inistro d e agua el F e y M n precipitan. Las concentraciones altas de M n p u ed en ser un b u e n indicador de con tam in ació n por efluentes de silos. Sin em b arg o , tam bién pued en ser debidas a o tro s vertidos de alta D B O , com o la leche, lixiviado de v ertederos y q uizás ag u a con abonos y efluente de fo sa séptica. U n a m uestra de agua subterránea to m ad a inm ediatam ente desp u és de p erfo rado un pozo a m enudo co n tien e sólidos en suspensión que dism in u y en después de un as horas de bom beo. E l análisis de m u estras tom adas con só lid o s en suspen sión puede m o s t r a r l a s co n centraciones de F e y/o M n que se d eben a los sólidos suspendidos y no a l a calid ad natural del agua subterránea. E n consecuencia, las m uestras tom adas durante los ensayos de b o m b eo en p o zo s nuevos deberían fil trarse para o b ten er co ncen tracio n es representativas de Fe y M n.
4.14.4. Vulnerabilidad del agua subterránea a la contaminación: un elemento hidrogeológico de riesgo V ulnerabilidad es un térm in o utilizado p a ra rep resen tar las características geoló gicas e hidrogeológicas intrín secas que determ in an la facilidad con la q u e el agua subterránea p u ed e contam in arse por la activ id ad hum ana (D aly y W arren , 1994). Al considerar el em plazam ien to y/o el control de una actividad potencialm ente contam inante en una zona, es esencial ap reciar que la vulnerab ilid ad es una ca racterística natural in h eren te (o fija) de cu alq u ier zona m ien tras que la carga contam inante norm alm en te p u ed e co ntrolarse o m odificarse. E n general, el agua sub terrán ea depende del tiem po de v iaje del agua (y de los contam inantes), de la can tid ad relativa de contam inantes q u e pueden alcanzar al agua subteiTánea, y de la cap acid ad de atenuación de co ntam inantes de los m ate riales geológicos. C om o to d a el agua su b terrán ea está hid ráu licam en te conectada a la superficie terrestre, es la efectividad de esta conexión la q u e d eterm ina la vulnerabilidad relativa a la contam inación. E l agua subterránea q u e recib e fácil m ente y rápidam ente agua (y contam inantes) desde la superficie terrestre se con sidera m ás vulnerable que el ag u a subterránea q u e recibe agua (y contam inantes) m ás lentam ente y en m en o res cantidades. E l tiem po de transporte, la capacidad
CONCEPTOS DE HIDROLOGÍA
295
ds atenuación y la cantidad de contam inantes son función de los siguientes atri butos naturales d e cualquier zona: 1. 2. 3. 4. 5.
Los subsuelos que están p o r encim a del agua subterránea. E l tip o de recarga — sea puntual o difusa. En el caso de arenas/gravas, la profundidad d e la zona no saturada. En el caso de fuentes difusas de contam inación, el nivel superior de suelo. C onductividad hidráulica.
En general, en el lecho ro co so se produce p o ca atenuación de contam inantes porque el flu jo es casi todo a través de fisuras. En consecuencia, el subsuelo — arenas, gravas, depósitos glaciares (o arcillas glaciares), lodos y arcillas de lagos y aluviales, turba— so n la s características naturales individuales m ás im portantes qu e influyen sobre la vulnerabilidad de aguas subterráneas y la preven ción de su contam inación. El agua subterránea está m ás en riesgo d onde hay ausencia de subsuelos o son p o co profundos, en zonas cársticas, donde las cursos superficiales s e hunden en el terreno en pozos d e infiltración. L a influencia d e los diversos factores geológicos e hidrogeológicos se resum e a continuación y en la T abla 4.22. F a cto res h id ro g eo ló g ico s In flu en cia d e los subsuelos. L o s subsuelos actúan com o una cap a protectora sobre el agua subterránea p o r m edios tanto físico s com o quím icos/bioquím icos. Los sedim entos d e granó fin o del tipo de las arcillas com o depósitos glaciares, arcillas lacustres y turbas tien en baja perm eabilidad y en consecuencia actúan como una b a rrera o retención al m ovim iento vertical d e los contam inantes. En las zonas en que están presentes estos sedim entos, el agua superficial tiene m ás ries go que la subteiTánea ya que la m ayoría, si no todos los contam inantes no pueden em igrar hacia abajo y sólo p u ed en m overse lateralm ente. Incluso si la p erm eabili dad es suficientem ente alta com o para p erm itir lentos m ovim ientos in tergranula res de los contam inantes, p o r ejem plo en depósitos arenosos o barros, los sediT ab la 4.22.
; :
G am a de vulnerabilidad del a gu a subterránea
- B a ja vulnerabilidad ( buena protección)
7
. Alta vulnerabilidad - (baja protección)
.
1. Alto contenido de arcillas u orgánico.
1. Bajo contenido de arcillas u orgánico.
2. Subsuelo de baja permeabilidad, por ejem plo, arcilla.
2. Subsuelo de alia permeabilidad, por ejemplo, grava.
3. Subsuelo profundo.
3. Subsuelo poco profundo o inexistente.
4. Zona no saturada profunda.
4. Zona no saturada poco profunda.
5.
F lu jo
5. Flujo en fisuras o cárstico.
6.
Recarga difusa.
intergranular.
Adaptado de Daly, 1994.
6. Recarga puntual.
296
INGENIERÍA AMBIENTAL
mentos pueden percolar h a c ia afuera y absorber b acte rias y virus. E n contraste, los depósitos de alta p erm eab ilid ad — arenas y g rav as— perm iten u n fácil acceso de los contam inantes al n iv el freático aunque pro p o rcio n en opo rtu n id ad es p a ra la dispersión d e los contam inantes por los espacios po ro so s. L a adsorción, el intercam b io iónico y la-precipitación son p ro ceso s quím icos vitales p a ra atenuar la con tam inación. L a capacidad d e cam bio catió n ico de los subsuelos depende del co n ten id o de arcillas y/o o rg án ico y varía d esd e esen cial m ente cero para arenas a unos 50 m eq/100 g p ara suelos arcillo so s h a sta p o r encim a d e 100 m eq/100 g p a ra la turba. P o r tanto, la s arcillas y la tu rb a pueden atenuar los contam inantes b acterianos, víricos y q u ím ico s tales co m o el cadm io, mercurio, plom o, potasio y am oníaco m ientras que la arena lim p ia y la g rava tienen p oco efecto. E n g en eral, m ientras m ás contenido en arcilla y m en o r p e r m eabilidad, m ayor p ro tecc ió n del agua subterránea d e la contam inación. In flu e n c ia d e l tipo d e perm ea b ilid a d . L a p erm eab ilid ad, d iscu tida p rev ia m ente, es u na m edida d e la capacidad d e una roca p a ra tran sm itir agua, y p uede subdividirse en dos tipos. P rim ero, donde el agua se m u ev e entre los granos del subsuelo com o en arenas y gravas, se llam a perm eab ilid ad p rim aria o in terg ran u lar. S egundo, donde el ag u a se m ueve p o r fracturas o fisuras o un io n es y a l o largo de planos de estratificación, se llam a perm eabilidad secundaria o d e fisuras. El ñ u jo intergranular es m ás lento que el flu jo p o r fisuras en rocas en la m ayoría dq los casos. L o s tam años de huecos o p o ro s suelen ser m en o res y los cam inos de.flujo son m ás irregulares. A dem ás, la c an tid ad de a g u a alm acenada en rocas granulares suele ser m ayor que la de ro cas A suradas. E stos factores tienen un peso im portante en la atenuación de contam inantes. E n co n traste con las rocas en las que dom ina ei flujo p o r fisuras, el flujo lento en ro cas con perm ea bilidad intergranular re tra sa la entrada de contam inantes al agua su b terrán ea y, especialm ente en la z o n a n o saturada, facilita el tiem p o y las op o rtu n id ad es p ara interacciones entre contam inantes y granos de roca. A dem ás, los tam añ o s relati vam ente pequeños de p o ro perm iten la filtración y abso rció n de b acte rias y virus. Los cam inos irregulares dentro de una m atriz po ro sa dan lu g ar a disp ersió n h id ro dinám ica q u e reduce la concentración de contam inante. P ara los contam inantes que alcanzan el nivel freático y entran al agua subteiTánea, la d ilu ció n es m ucho m ayor en rocas con perm eabilidad intergranular y p o r tanto las co n centraciones de contam inante resultantes son m ucho m enores. L a p e o r situación se da en zonas de caliza cárstica donde lo s caudales so n muy. altos — p o r encim a d e 100 m /h en algunos casos— debido al ensancham iento de fisu ras p o r solución y hay poco cam po p a ra la atenuación aparte de una dilución algo lim itada. En consecuencia, generalm ente hay una m u ch o m ayor degradación y p urificación d e co n tam in an tes en ro cas con perm eab ilid ad intergranular que en las de p erm eab ilid ad p o r fisuras. Im p o rta n c ia de la zo n a n o saturada. En arenas/gravas, u n n iv e l freático profundo reduce la p robab ilid ad de contam inación p o rq u e los contam in an tes tie nen que v iajar m ás lejos y son m ás lentos en alcanzar el agua subterránea. E sto perm ite qu e los procesos beneficiosos físicos, quím icos y bioló g ico s, que tienen lugar en la zona no saturada, atenúen los contam inantes (D aly y W rig h t, 1982).
CONCEPTOS DE HIDROLOGÍA
297
V u ln e ra b ilid a d y tra z a d o e n m a p a s . Los factores geológicos e h id rogeoló gicos pueden ser exam inados y rep resen tad o s en m apas¡ proporcionando a sí u n a evaluación de vulnerab ilid ad de a g u a subterránea p ara cualquier región o e m p la zam iento. E l G eological Survey de Irlan d a (GS1) usa cuatro categorías de v ulne rabilidad de agua subteiTánea — extrem a, alta, m o d erad a y b a ja (véase T a bla 4.22). Las evaluacio n es de vulnerabilidad deberían ser un elem ento esencial cuando se considere la localización de actividades potencialm ente con tam in an tes, tales com o em p la z a r vertederos. El nivel de evaluación necesario, y p o r tanto las necesidades de datos geológicos e hidrogeológicos, dependerá del grado de peligro que supo n g a la carga contam inante. En m uchos casos un estudio de gabi nete y una investigación sencilla y ráp id a del em plazam iento utilizando sondeos de ensayo y los pozo s existentes se rá suficiente. E n cam bio, para el em p laza m iento de vertederos se requiere u n a investigación com pleta del lugar. E stu d io d e c aso : v u ln e r a b ilid a d d el ag u a s u b te r r á n e a en I r la n d a . A e s cala internacional, los acuíferos irlandeses son relativam ente v ulnerables a la contam inación: i 1.
Los acuíferos irlandeses son en su m ayoría libres. (Se dice que un acuífero es confinado cuando tien e p or encim a m ateriales im perm eables de form a q u e el acuífero está com pletam ente llen o de agua, que está a p re sión.) 2. L os sub su elo s que están p o r encim a de acu ífero s de lecho rocoso suelen ser poco profundos (< 10 m ), a veces no existen, y a m enudo son relati vam ente perm eab les, co nsistiendo bien en arenas/gravas o depósitos glacia res arenosos. Sin em bargo, hay zonas prácticam ente en c ad a condado de Irlanda, zonas considerables en algún condado, donde los subsuelos son profundos (> 10 m). 3. Los acuíferos irlandeses so n generalm ente p o co profundos — la m ayoría de los pozos perforados so n de m enos de 100 m de profundidad. 4. Los acuíferos irlandeses generalm ente tienen u n nivel freático p oco p ro fundo, y , p o r tanto una zo n a no saturada m u y estrecha. 5. Los acuíferos irlandeses só lo m uestran flujo p o r Fisuras; las arenas/gra vas son la única excepción significativa. Sin em bargo, dos factores ayu d an a m itigar las consecuencias negativas de dicha vulnerabilidad: 1. 2.
Irlanda tiene una alta precip itació n que proporciona una considerable d i lución p ara los contam inantes. El nivel freático generalm ente alto y el paso rápido aseguran que en m u chas zonas el agua su b terrán ea se descarga con bastante rapidez a los cursos superficiales. A sí q u e la circulación del agua subteiTánea tiende a ser localizada tanto en el espacio com o el tiem po. E sta contam inación m ás b ien no afecta a u n a gran superficie y su ele ser de corta duración (sem anas y m eses más q u e años).
298
INGENIERÍA AMBIENTAL
C o n c lu sió n a Sa re p r e s e n ta c ió n e n m a p a s d e la v u ln e r a b ilid a d . E n co n clusión, el concepto de v u ln erab ilid ad y los m apas de v u ln erab ilid ad so n útiles en la localización de p royecto s p o ten cialm en te contam inantes. P rim ero, indican y son una m ed id a de la pro b ab ilid ad de contam inación. S eg u n d o , hacen posib le que los proyectos se localicen en zonas de relativ am en te b a ja vu ln erab ilid ad y por tanto relativ am en te bajo riesg o , desde el pu n to de v ista del agua subterránea, y/o perm iten q u e se tom en las adecuadas m edidas preventivas de in g en iería. V éase D om enico y S chw artz (1990 ) p ara un tratam iento m ás d etallado de la hidro g eo lo gía. \
4.15. PROBLEMAS 4.1.
4.2.
4.3.
4.4.
P rep arar un d iag ram a d e flujo p ara 100 unidades de p recip itació n cayendo so b re tierra y ev en tu a lm en te volviendo al ciclo hidro ló g ico p o r vía de esco rren tía al m a r o evaporación. C uáles son lo s porcentajes respectivos d e la lluvia observ ad a en cada pro ceso para un clim a h ú m ed o m oderado (Irlanda) en co m paració n con un clim a tropical (B rasil). D eterm in ar el volum en de agua perdido p o r evaporación d u ran te un año d esd e un lago d e 10 k m 2, si la precipitación anual es de 1.200 m m y el increm ento neto en la p ro fu n d id ad del lago es de 200 m m . E sta b le ce r los supuestos. R ed acte un b reve in fo rm e sobre u n proyecto h id ráu lico sig nificativo en su reg ió n (em balse, d esv iació n de río, etc.) que tu v iera un im pacto sobre las ag u as naturales. D escrib a los im pactos, positiv o s y negativos. D eterm in e la tasa d e infiltració n b asad a en el m éto d o del índice 0 p a ra la siguiente torm enta d e lluvia:
Tiempo 0-5 5-10 10-15 15-20 20-25 25-30 30-35 35-40 40-45
4.5.
4.6.
min min min min min min min min min
L lu v ia..^ ; ...í;. (inm/h) 55 60 65 70 80 60 40 20 15
; . E scorrentía equivalente (min/li) . 20 30 40 50 65 50 35 15 10
P a ra el Problem a 4.4 , aju star u n a ecuación del tip o H orton a la infiltración y d eterm in ar la in filtració n in ic ia l/0, la infiltració n f i n a l/c, y la constante de velocidad k. D e esta ecuación verificar las tasas de infiltración a 30 m in y a 45 m in y d eterm in a r la in filtración total. E n la b iblioteca de su centro, b u sq u e la sección q u e contiene los datos de p recip itació n y escorrentía. P ara una cuenca lo cal, an o tar las m ed ias m en-
CONCEPTOS DE HIDROLOGÍA
4.7.
4.8.
4.9.
4.10.
4.11. 4.12.
4.13.
4.14.
299
suales de precipitación para u n perío d o de un año. D eterm inar el área de la cuenca. A n o ta r también la s escorrentías m edias m ensuales. A hora c a l cule y rep rese n te gráficam ente las tendencias de la precipitación y e sc o rrentía p a ra cad a uno de lo s d o c e m eses. R epresente la precipitación y escorrentía en las mismas u n id ad es. E xplicar p o r qué en el P ro b lem a 4.6 las diferencias entre precipitación y escorrentía no son constantes a lo largo del año (es decir q u e no el m ism o porcentaje de precipitación v a a escorrentía para to d as las observaciones). Para el P ro b le m a 4.6, anotar tam b ién la media m en su al de la precipitación para la lo calid a d de la estación d e m edida de precipitación. A hora re p re sentar p recip itació n y evaporación. D iscutir las tendencias. R epresentar tam bién la evaporación m ás la escorrentía de en erg ía y com parar con la p recipitación. D iscutir por q u é estas dos líneas n o son similares. L ocalizar en R audldvi (1 9 7 9 ) la sección sobre evaporación respecto a evaporación de superficies to ta lm e n te secas y superficies sólo-agua. C on dibujos, e x p lic a r las diferencias en los parám etro s del balance de ra d ia ción. C alcular la evaporación com o p érd id a anual de agua de un lago de 100 k m 2 si la v elocidad m edia del v ie n to a 2 m es de 4 m /s. S uponer valores de e* = 15 m m H g y Ea = 10 m m H g respectivam ente. ¿Q ué efecto tendría una m a y o r velocidad de v ie n to en la evaporación? D escribir tres m étodos de c á lc u lo de campo p ara la determ inación de la evaporación. Con re la c ió n al Ejem plo 4 .7 , calcu lar la serie de evaporaciones p ara R „ - G = 70 W /m 2, tomar la tem p eratu ra = 20 °C, pero variar B de 0,1 a 5 en increm ento s de 0,1. R e p re sen ta r gráficam ente los resultados. Igual q ue en el Problem a 4 .1 2 , rep etir el ejercicio si R„ - G = 70 W /m 2 y B = 0,1 si T v a de 10 a 40 °C en increm entos d e 2 °C. R epresentar los resultados. P reparar cu rv as de intensidad — duración— frecuencia (ID F) para 5 años y 2 años p a ra los siguientes d ato s de intensidad m áxim a anual en rnm /h: Año 1980 19S1 19S2 1983 1984 1985 !9S6 1987 198S 1989 1990
'
-- Duración • 30miri 48.2 26,8 35,4 47,8 44,3 51, S 46,3 47,9 44,8 60.3 18,2
D uración 60 min 33,1 17,6 29,8 39,2 34,8 40,6 41,4 39,8 34,2 50.1 16,8
D uración 90 m in
Duración 120 m in
27,9 15.2 17,6 31,8 32,1 33,2 36,4 32,1 29.8 42,1 15,1
26,2 14,8 23.2 27,6 25,8 29,1 30,3 27,6 24,8 37,6 12,8
Consulte Shaw, 1994 o Bras, 1990 para la metodología.
300
4.15.
4.16. 4.17.
4.18.
4.19.
4.20. 4.21.
4.22. 4.23. 4.24.
4.25.
4.26.
INGENIERÍA AMBIENTAL
V ay a a su b iblioteca y re ú n a los datos p a ra el p erío d o 1980-1995 p a ra su propia reg ió n com p arab les a los registros d e p recip ita c ió n del P ro b le m a 4.14. L u eg o calcule la s curvas ID F p ara 2 años y 5 años. R evisar el artículo «Field studies o f h illslope flow p ro ce sse s» de D u n n e (1978). C alcular la avenida de 30 años de los siguientes datos: á re a de cu e n ca 15 k m 2, precip itació n m ed ia anual 1.200 m m , p e n d ie n te del cau ce 2,9 m /km , lo n g itu d del cau ce ~ 9 ,5 km , frecu en cia del ca u ce 1,76. S u p o n er que u n lago ocupa u n 15 p o r 100 de la cu e n c a y que la clasificación del subsuelo es 100 p o r 100 clase S2. U tilizar el m éto do B ritish F lo o d Studies d e características de la cuenca p ara calcu lar la m ag n itu d d e la avenida. Se le ha p edido que d im en sio n e un conducto d e d esag ü e p a ra p a sar un pequeño cau ce bajo una n u e v a carretera. E sb o za r el(los) m étodo(s) q u e usaría p ara hacerlo, suponiendo que no hay dato s h idrológicos. V ay a a su b ib lio teca y re ú n a los datos de las m ay o res avenidas an u ales p ara un p erio d o m ín im o d e 10 años en su zona. M ejo r u n registro m ás largo. U sar el m étodo del E jem p lo 4.9 para c a lc u lar las av en id as de p e rio do d e re to m o de 1 a 100 años. R epita el P ro b lem a 4.19, p e ro ahora reúna sus datos p a ra los caudales m ínim os anuales. D os ríos están^separados p o r un acuífero co n fin ad o de 15 k m de anchura. El nivel freático del río izq u ierd o está a 28 m sobre el n iv e l de referen cia y el río derecho está a 14 m sobre la referen cia. C alcu lar la altura d e la divisoria d e aguas si K = 1 0 '5 m /s y no hay recarga. R epetir el P roblem a 4.21 p a ra el efecto de la recarga. P ara el P ro b lem a 4.21, c a lc u lar el caudal y la d irección en el acuífero. Utiliza:- la T ab la 4.19 p a ra el parám etro d e c o n d u ctiv id ad h id ráu lica (o una tabla m ás detallad a de u n texto más específico) y p rep arar una g ráfica de K frente al tipo de suelo/roca. Indicar lo s in terv alo s p a ra cada tip o de suelo/roca. Si la necesidad am bien tal para la b a se de un v erted ero es te n e r K < 10~s. E stab lecer cuáles son los estratos m ás ad ecu ad o s de suelo/roca. C alcu lar la transm isiv id ad ap roxim ada del acuífero de lo s siguientes e n sayos de b om beo escalonados:
Paso 1
Q ;'r! (in’Alia)
(in)
1
52,1
0,17
2
68,2
0,32
4
83,8
0,46
6
99,4
0,69
-M i -■
Determinar para su zona los recursos hidráulicos utilizados para agua po table. Redacte un breve informe al ingeniero municipal dándole cuenta de
PARTE
SEGUNDA LOS AMBIENTES DE LA CONTAMINACIÓN
Capítulo 5 SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
Capítulo 6 PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
Capítulo 7 CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS Capítulo 8 CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
Capítulo 9 CONTAMINACIÓN POR RUIDO
Capítulo 10 CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
300
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
4.15.
V aya a su b ib lio teca y reúna los datos p ara el p eríodo 1980-1995 p ara su propia reg ió n com parables a los reg istro s de p recip itació n del P ro b le m a 4.14. L u eg o calcu le las curvas ID F p ara 2 años y 5 años. R evisar el artículo «Field studies o f hillslope flow pro cesses» de D unne (1978). Calcular la aven id a de 30 años de lo s siguientes datos: área de cu enca 15 km 2, precip itació n inedia anual 1.200 m m , p e n d ie n te del cauce 2,9 m /km , lon g itu d del cauce ~ 9 ,5 km , frecuencia d el c au ce 1,76. S u p o ner que u n lag o ocupa un 15 p o r 100 de la cu enca y q u e la clasificación del subsuelo es 100 p o r 100 clase S2. U tilizar el m éto d o B ritish F lo o d Studies de características de la cu en ca para calcu lar la m agnitud de la avenida. ^ Se le ha p edido que dim ensione un conducto de d esag ü e para p a sa r un pequeño cau ce bajo una n ueva carretera. E sb o zar el(los) m étodo(s) que usaría p ara h acerlo , suponiendo que n o hay datos hidrológicos. V aya a su b ib lio teca y reú n a los datos de las m ayores avenidas anuales para un p erio d o m ín im o de 10 años en su zona. M ejor u n registro m ás largo. U sar el m éto d o del E jem plo 4.9 p ara calcular las avenidas de p erio do de re to m o de 1 a 100 años. R epita el P ro b lem a 4.19, pero ah o ra reúna sus datos p a ra los caudales m ínim os anuales1* D os río s.e stá n sep a ra d o s.p o tu n acuífero confinado de 15 k m de anchura. E l nivel freáti& oftel r f O 'iz g ^ r d o está a 28 m sobre el n iv el de referencia y el i?o dereelSbJIsti lo b re la referencia. C alcu lar la altura de la divisoria ’d rf'a^S js s í y - ^ f f r m /s y no hay recarga. R epetir el Problenra' 4.’2 j'1p l íá el efecto de la recarga. Para el P ro b lem a 4.21, calcular el caudal y la dirección en el acuífero. U tilizar la T ab la 4.19 para el parám etro de con d u ctiv id ad h idráulica (o una tabla m ás detallad a de un texto m ás específico) y p rep arar una gráfica de K fren te al tipo de suelo/roca. In d icar los intervalos p a ra cada tipo de suelo/roca. S i la n ecesid ad am biental p ara la b ase d e u n vertedero es tener K < 10-9. E stab lecer cuáles son los estratos m ás ad ecu ad o s de suelo/roca. C alcular la transm isiv id ad ap roxim ada del acuífero de los siguientes e n sayos de bom beo escalonados:
4.16. 4.17.
4.18.
4.19.
4.20. 4.21.
4.22. 4.23. 4.24.
4.25.
:: í i ’aso i
.. .
2 ■ (niVilía)
("i)
i
52,1
0,17
2
68,2
0,32
4 6
4.26.
;
■
83,8
0,46
99,4
0,69
: í£ -
Determinar para su zona los recursos hidráulicos utilizados para agua po table. Redacte un breve informe al ingeniero municipal dándole cuenta de
C O NCEPTO S D E H ID R O L O G ÍA
4.27.
4.28.
301
las actuales dem andas de agua, las actuales fuentes de su m inistro (agua subterránea, agua dulce) y las dem andas futuras. Sugerir c ó m o se pueden cubrir las dem andas futuras. P ara el E jem plo 4.12, representar el descenso de nivel acum ulado dividi do p o r el correspondiente caudal fre n te al caudal. ¿C uáles son el coefi ciente de pérdida del acuífero y el coeficiente de pérdida d el pozo de esta representación? C onsiderar una localidad con la que esté fam iliarizado q u e extraiga agua subterránea m ed ian te pozos para uso potable. Identificar en u n m apa (por ejem plo, escala 1 :2 0 .0 0 0 ): (a) los pozos; (b) la geología; (c) las actividades de uso de la tierra (industriales y agrícolas). P repare un m ap a m ostrando las zonas que necesitan p rotección, esta bleciendo por categorías las zonas de m ás alto, m odesto y m ás bajo riesgo a partir de las actividades de uso de la tierra.
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN Abbot, M. B„ J. C. Bathurst, I. A, Cargo, P. E. O ’G^m feL and J, Rosowssen (1BS6) «An introduction to the European Hydrologic S y s t^ p |P lJ E ^ ¿ , Ackers, P., et al. (1978). Weirs and Flwnesfor F !o\v,bM ati^^efí, |p h § ^ ü q j|^ g tv ^ o r k . Ashley, R. P. and B. D. Misstear (1990). Indiistríalem ^lopmeniriheJhreai to'groundwater quality: Paper presented to the Institution oFWátér and Environmental Manage ment, East Anglia Branch. ’S ' Baumgartner, A. and E. Reichel (1975). The World Water Balance, Elsevier Science Publishers, Amsterdam and New York, 179 pp., 31 maps. Bedient, P. B. and W C. Huber (1988). Bydrology and Floodplain Analysis, AddisonWesley, Reading, Massachusefts. Betson, R. S. (1964). «What is watershed runoff?» , J. Ceophy. Research, 69(8), 1541-1552. Bilham, E. G. (1936). «Classification of heavy (rain) falls in short periods». Briñsh Rainfall, 1935, pp. 262-280. Bishop, K. H. (1991). «Episodic increases in stream acidity, catchment flow pathways and hydrograph scenario» PhD thesis, Jesús College, Cambridge, October 1991. Bras, R. L. (1990). Hydrology—An Introduction to Hydrological Science, Addison-Wesley, Reading, Massachusetts. Brutsaert, W. (1982). Evaporation into the Atmosphere, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands.' Budyko, M. 1. (1974). Chínate and Life, Academic Press, New York, 508 pp. 3urmaster, D. E. (1982). «The new pollution». Enviromnent. 24, 2, pp. 6-36. Caider, I. R. (1990). Evaporation in the Uplands, John Wiley, New York. Calder, I. R., M. D. Newson and P. D. Walsh (1982). «The appücaiion of catchment lysimeter and hydrometeorological studies of coniferous afforestation in Britain to land use pianning and water management». Proceedings ofSymposium on Hydrologi cal Research Basins. pp. 853-863. Bem, Switzerland. Campbell, J. B. (1987). Introduction to Remóte Sensing, Guildford Press, USA.
302
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Cartón, O. T., M. Sherwood, V. Power and J. J. Lenehan (1991). Soils as an Assimilaiion o f Chemical Loadingsfrom Fertilizers and Agricultura! Wastes, IEI Conference, Johnstown Castle, Wexford, Ireland, November 1991. Caspany, H. J. (1990). «An echohydrological framework for water yield changes of forested catchments due to forest decline and soil acidification». Water Resources Research. Vol. 26, No. 6, pp. 1121-1131. Chow Ven Te, D. R. M aidment and L. Mays (19S8) Applied Hydrology, McGraw-Hill, New York. Clark, T. P. and R. Pisldn (1977). «Chenical quality and indicator parameters for monitoring landfill leachate in Illinois». J. Environmental Geology, 1, 329-339. Collinge, V. and C. Kirby (1987). Weather Radar and Flood Forecasting. John Wiley and Sons, Chichester, UK. Commission o f the European Community (1991). «Council Directive conceming the protection of waters against pollution caused by ni trates from agricultural sources» (91/676/EEC). Offlcial Journal ofthe European Conmunities, No, L375/1-8. Cunnane, C. (1978). «Unbiased plotting positions— a review», /. Hydrology, 37, 205-222, Daly, D. and G. R. Wright (1982). Waste Disposal sites. Geotechnical guidelinesfor their selection, design and managment. Geological Survey of Ireland Information Circular 82.1 50 pp. Daly, D. (1991). «Groundwater protection schemes». Proceedings ofAnnual Spring Show Conference o f Local Authority Engineers. Department of the Environment, Dublin. Daly, D. (1994a). «General guidelines on aquifer defínition». The GSI Groundwater Newsletler, No. 25. Daly, D. (1994b). Lecture Seríes on Groundwater, Civil and Environmental Engineering Department, University College Cork. Daly, D. and W. P. Warren (1994). «Mapping groundwater vulnerability to pollution: Geological Survey of Ireland guidélines». The GSI Groundwater Newsletler, No. 25, pp. 10-15. ' í# b ; Daly, E. P. (1995). Groundwater resources o fth e Nore River Basin. Geological Survey of Ireland, Report Series. Davis, M. L. and D. A. Cornwell (1991). Introduction to Environmental Engineering. McGraw-Hill, New York. Dillon, E. C. (1954). «Analysis o f 35-year automatic recording of rainfall at Cork», Trans. Inst. Civ. Engng. Ireland, 80, 191-283. Dingman, S. L. (1994). Physicál Hydrology, Macmillan, London. Domenico, P. A. and F. W. Schwartz (1990). Physicál and Chemical Hydrology, John Wiley, New York. Dooge, J. C. I. (1973). «Linear theory of hydrologic systems», US Department of Agriculture, Technical Bulletin 1468. Dunne, T. (1978). «Field studies of hillslope flow pfocesses», in Hillslope Hydrology, M. J. Kirby (ed.), John Wiley, New York. Eagleson, P. S. (1970). Dynamic Hydrology. McGraw-Hill, New York. ENDS Report (1993). Cutback on triazine herbicides gathers pace. Environmental Data Services Ltd Publishers, No. 194, pp. 7. ENDS Report (1993). Research underlines pollution riskspom sheep dip chemicals. Envi ronmental Data Services Ltd Publishers, No. 218, pp. 8-18. ENDS Report (1993). Unleaded Petrol. Environmental Data Services Ltd Publishers, No. 225. Engman, E. T. and R. J. Gurney (1991). Remóle Sensing in Hydrology, Chapman and Hall, New York.
C O N C E PTO S DE H ID R O LO G ÍA
30 3
Fahey, B. D. and A. J. Watson (1991). «Hydrological impacts on converting tussock grassland to pine plantation, Otago, New Zealand». N.E. Journal o f Hydrology, Vol, 30. No. 1. Farrell, E. P. and G. M. Boyle (1991). Monitoring o f a foresr ecosystem in a región oflow levelanthropogenic emissions—Ballyhooley Project. Report No. 4, Forest Ecosystems Research Group, University College Dublin, Ireland. Fitzpatrick, E. A. (1986). An Introduction to Soil Science, 2nd edn, Longman Scientific and Technical, London. Forest Research Institute (1980). W hat’s new in Forest Research, Report No. 92, Forest Research Institute, New Zealand. Freeze, R. A. (1980). «A stochastic conceptual analysis of rainfall-runoff processes on a hillslope», Water Resources Res. 16(2), 391-408. Gannon, J. (1993). «An hydrological study of tlie Dripsey Catchment, Co. Cork, Ireland», MEngSc thesis, University College, Cork, Ireland. Gardiner, M. J. and T. Radford (1980). Soil Associations o f Ireland and Their Land Use Potential, National Soil Surveys o f Ireland, An Foras Taluntais, Ireland. Hall, M. J. (1986). Urban Hydrology, Elsevier Applied Science, Amsterdam. Hallberg, G. R. (1^89). «Pesticide pollution of groundwater in the humid United States». In: J. M. StuiTock and T. L. V. Ulbricht (eds), Agriculture, Ecosystems and Environment, Elsevier Sciences Publishers, pp. 209-367. Harbeck, G. E. (1962). «A practical fjeld technique for measuring reservoir evaporation utilizing mass tránsfer theory», US Geological Survey, Professional Paper 272-E. Harbeck, G. E. and J. S. Meyers (1970). «Present day evaporation measurement techniques», Proc. ASCE, HY7, 1381-1389. ,rí;, Henry, H., R. H. Thorn, E. M. Brady and M. Doyleg£#987). «Septictanks and groundwa ter—some recent Irish research». In: P rocee0tgs o f International Association o f Hydrogeologists (Irish Group), Portlaoise. ’s i t í ' Hillel, D. (1980). Applications o f Soil Physics. Academic Press. New York. Hoeksima, R. J. and P. K. Kitanidis (1985). «AnalysjSfOf spatial structures of properties of selected aquifers», Water Resource Research, 21, 563-572. Holland, D. J. (1967). «Rain intensity frequency relationships in Britain». British Rainfall 1961, part III, pp. 43-51. Hoiton, R. E. (1933). «The role o f inflltration in the hydrological cycle», Trans. Am. Geophysics Union, 14, 443-460. Houzim, V., J. Vavra, J. Fuksa, V. Pekny, J. Vrba and J. Stibral (19S6). «Impact of fertili zers and pesticides on groundwater quality». In: J. Vrba and E. Romijn (eds), hnpact o f Agricultural Actiuities on Groundwater, International Association of Hydrogeologists, Vol. 4, pp. 89-132. Hydraulics Research Ltd (1983). Design and Analysis o f Urban Stonn Drainage—The Wallingford Procedure, Hydraulics Research Ltd Wallingford. Institute of Hydrology (1976). Water Balance o f the headwatcr in catchinenls ofíhe VVye and Severn 1970-1975. Report No. 33, Institute o f Hydrology, UK. Irish Meteorologícal Office (1993). Personal Communication regarding rainfall and eva poration data. Jacob, C. E. (1950). Flow o f Groundwater Engineering Hydraulics, H. Rouse (ed.), John Wiley, New York, pp. 321-3S6. Johnson, A. I. (1962). «Physicál and hydrologic properties of water bearing deposits from core holes in the Los Banos-Ketlleman City Area, California, Denver Co. USGS Open File Report. Johnson, A. I. (1967). «Speciñc yield oompilation of specific yields for various materials», USGS Water Supply Paper 1662-D, 74 pp.
304
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Kaimal, J. C. and J. I. Finnigan (1994). Atmospheric Boundary Layer Flows. Their Stm cture and Measurement., Oxford University Press. Kirby, C., M. D. Newson and K. Giliman (1991). Plynlimon Research— The first two decades. Report No. 109, Institute of Hydrology, UK. Kolenbrander, G. J. (1975). «Nitrogen in organic matter and fertilizer as a source of pollution». In: Proceedings ofIAPWPR Conference «Nitrogen as a Water Pollutant», Copenhagen. Korzun, v.I. et al. (eds) (1978). World Water Balance and Water Resources o fth e Earth, USSR National Committee for the International Hydrological Decade, UNESCO Press, Paris, 663 pp. Kuichling, E. (1989). «The relationship between the rainfall and the discharge of sewers in populous distriets». Transactions ASCE, 20, pp. 1-56. Law, F. (1956). «The effect of afforestation upon the yield of water catchment areas», British Association for Advancement of Science, Sheffield, 5 September 1956. Lawrence, A. (1990). «Groundwater pollution threat from industrial solvents». NERC News, No. 13, pp. 18-19. Lazaro, T. R. (1990). Urban Hydrology. A M ultidisciplimry Perspective, Technomic. Lancaster, Pennsylvania, USA. Lindsley, R. K. and J. B. Franzini (1979). Water Resources Engineering, McGraw-Hill, New York. Lloyd-Davies, D. E. (1906). «The eliraination of storm water from sewerage systems». Proceedings oflnst. o f Civil Engineers U.K. No. 164, pp. 41-67. MacKay, D. M., P. V. Roberts and J. A, Cheiry (1985). «Transport of organic contaminants in groundwater». Environ. Sci. Teclmol. Vol. 19, pp. 384-392. Maidment, L. (1993). Hydrology Handbook, McGraw-Hill, New York. Marani, A. and A. Rinaldo (1992). Transport Processes in the Hydrological Cycle, Institu to Veneto Di Scienze, Lettere ed Arti, Venice. Morris, P. (1992). «The hydrological effeets of afforestation on upland catchments», MEngSc thesis, University College, Cork, Ireland. Mulholland, P. J., G. V. Wilson and P. M. Jardin (1990). «Hydrogeochemical response of a forest watershed to storms. Effect of preferential flow along shallow and deep pathways». Water Resources Research. Vol. 26, No. 12. Mulvaney, T. J. (1851). «On the use of self registering rain and flood gauges in making observations of the relations of rainfall and flood discharges in a catchment». Transac tions o fth e Institute o f Civil Engineers o f Ireland, part 11. 4, pp. 13-33. Natural Environmental Research Council (NERC) (1975). Flood Studies R epon 1975, Charing Cross Road, London, UK. Natural Environmental Research Council (NERC) (1979). Flood Studies Report No. 5, Institute of Hydrology, UK. Obsermet (1991). Catalogue o f Meteorological Instrumentation, Obsemiet, Holland. O’Driscoll, L. (1992). «Catchment modelling of the'lee», MEngSc thesis, University Co llege, Cork, Ireland. OECD (1986). Water pollution by fertilizers and pesticides. Organisation for Economic Co-operation and Development, Paris, 145 pp. Pearce, A. J., L. K. Rowe and J. B. Stewart (1980). «Nightime wet canopy evaporation races and the water balance of an evergreen mixed forest». Water Resources Research. Vol. 16. No. 5, pp. 955-959. Pekdeger, A. and G. Matthess (1983). «Factors of bacteria and virus transport in ground water». Environmental Ceology, Vol. 5, No. 2, pp. 49-52. Penman, H. L. (1948). «Natural evaporation from open water, bare soil and grass», Proc. Roy. Soc. London, A l93, 120-146.
CO NC EPTO S D E H ID R O LO G ÍA
30 5
Perroux, K. M. and L. White (198S). «Designs for disc permeameters», Soil Sci. Soc.
Am. J. Philip, J. R. (1986). «Linearised unsteady and multidimensional infiltration», Water Re
sources Res., 22, 1111-1121. Priestley, C. H. B. and R. J. Taylor (¡972). «On tlie assessment of surface heat flux and evaporation using large scale parameters», Monihly Weather Review, 100, 81-92. Raudkivi, A. J. (1979). Hydrology, Pergamon Press, Oxford. Rosenberg, N. J., B. L. BJad and S. B. Verma (19S3). Micivclimate—The Biological Environmem, John Wiley, New York. Shavv, E. M. (1994). Hydrology in Practíce, Cliapman and Hall, London. Shuttleworth, W. J. (1988). «Evaporation from Amazonian rainforcst», Prnc. Roy. Soc. Lond., B233, 321-346. Shuttleworth, W. J. (1991). «The Modelling Concept», Reviews of Geophysics, 29: pp. 585-606. Steffan, W. L. and O. T. Denmead (1988). Flow and Transpoert in the Natural Environment: Advances and Applications, Springer-Verlag, Berlín. Teagasc (Agricultura and Food Development Aulhority) (1990). Emiromnent Impact of Landspreading of Wastes, Conference Proceedings, Wexford, Ireland. Thoni, R. H. and C. Coxon (1992). «Nitrates, groundwater and (.he nitrate directive». In: J. Feehan (ed.), Proceedings of Eiwirohment and Development in Ireland Conference, University College Dublin, pp. 483-486. Todd, D. K. (1980). Groundwater Hydrology, Studies and Reports in Hydrology, No. 25, John Wiley, New York. UNESCO (1978). World Water Balance and Water Resources ofthe Earth, UNESCO Press, Paris. USEPA (19S4). Hydrological Simulation Program FORTRAN-HSPF, Environmental Re search Laboratory, Athens, Georgia. USEPA (1984). Hydrological Simulation Program-Fortran by R. C. Johnson and John C. Imhoff. USEPA, Athens, Georgia, USA. Veissman, Jr, W., J. W . Knapp, G. L. Lewis and T. E. Harbaugh (1977). Introduction to Hydrology, Harper and Row, New York. Vieira, J. R., P. Lindgaard-Jorgensen and I. R. Warrent (1994). «Management support systems for the aquatic environment— concepts and technologies», J. 1AHR, Hydróinformatics, 32. Wang, H. F. and M. P. Anderson (1982). Introduction to Groundwater Modelling: Finite Difference and Finite Element Metltods. W. H. Freeman and Company, New York. Weisner, C. J. (1970). Cliinate, Irrigation and Agricuiture, Angus and Robertson. White, 1. (1988). «Measurement of soil physicál. properties in the field», in Flow and Transport in the Natural Emiromnent: Advances and Applications, W. L. Steffan and O. T. Denmead (eds), Springer-Verlag, Berlín. Whitehead, P. G. and I. R. Caiden (1993). «The Balquhidder Catchment and process stu dies», J. Hydrology Special ¡ssue, 145 (3-4), 15 May 1993. Wild, A. and K. C. Cameron (1980). Nitrate kaching tlirotigh soil and environmental
considerations with special reference to recent work in the United Kingdom. Soil Nitnogen - Fertilizer or Polhitant. 1AEA Publishers, Vienna, pp. 2S9-306. Wilson, E. M. (1990). Engineering Hydrology, Macmillun, London. Wright, G. R. (1984). Aquifer Mcip of Ireland, Proceedings of International Association of Hydrogeologists (IAHR), Irish Group, Portlaoise.
ir
|j^
'
(jj^p ljj^0 *
^0 jj^
PARTE
SEGUNDA LOS AMBIENTES DE LA CONTAMINACIÓN
Capítulo 5 SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
Capítulo 6 PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
Capítulo 7 CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
Capítulo 8 CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
Capítulo 9 CONTAMINACIÓN POR RUIDO
Capítulo 10 CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
Ip wk
li
ii^p
in
jjjj^
1^
CAPÍTULO
CINCO SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
5.1. INTRODUCCIÓN H em os introducido el concepto de tolerancia en el C apítulo 2. C ada especie tiene un intervalo particu lar de óptim os para los factores fisicoquünicos tales com o la tem peratura, pH , luz, nutrientes, y factores biológicos com o el alim ento, com pe tidores y predadores que varían en el espacio y el tiem po dentro del medio. U na especie tiene m ás éxito en aquella área o lu g ar en que los intervalos de óptim o para los diferentes factores se sobrepongan en m ayor grado; esto es, de hecho, el nicho de la especie — el conjunto de condiciones óptim as en las que la especie sobrevive y se reproduce indefinidam ente. C ad a especie dentro d e una co m u n i dad y hábitat tiene un n icho único y diferente, algunos m ás parecidos que otros. En términos sim ples podem os .pensar en el h áb itat com o una caja en la que los nichos de todas las especies q u e viven en la com unidad se ajustan com o bolas. El propio espacio de hábitat de nichos encaja en el espacio com pleto de nichos del biom a y a su vez en la biosfera. E sta digresión sobre teoría ecológica es im portante p ara establecer el escen a rio para la discusión sobre las perturbaciones y la contam inación de los sistem as ecológicos. L a perturbación se p uede definir co m o la m ortandad puntual y d iscre ta, el desplazam iento o el daño de uno o m ás individuos o colonias que directa o indirectam ente .crean una oportunidad p ara se establezcan nuevos individuos (Sousa, 1984) causando así un cam bio tem p o ral o perm anente en al com unidad. L a contam inación se refiere a cualquier cam b io en la calidad natural del m edio causada por factores quím icos, físicos o in clu so biológicos, y norm alm ente se re ñ e re a las actividades del hom bre. L as condiciones físicas pueden cam biar de form a natural a corto plazo (por ejem plo, p o r desastres naturales com o in u n d a
310
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
ciones, incendios, to rm en tas, corrim ientos d e tien'as, etc.) o d e fo rm a indirecta a m ás largo plazo (por ejem p lo , cam bio clim á tic o gradual), o el h áb itat p uede per turbarse p o r el hom b re (construcción, d ren aje, lim pieza d e bosques). L o s p roce sos b iológicos tales com o la depredación o p astoreo, los efecto s n o predatorios com o las excavaciones, y p ro ceso s in d u cid o s p o r e] ho m b re c o m o la tala de árbo les, caza, siega, etc., tam b ién pueden p ro d u c ir perturbaciones. L as condiciones quím icas se pueden altera r p o r causa de la elevación de co n cen tracio n es de sus tancias (com o los n u trien tes durante la eu trofización) o la adición d e sustancias tóxicas (com o los P chs) m ed ian te la con tam in ació n . En to d as estas circunstan cias, han cam biado las con d icio n es am bientales prevalentes en u n a zona determ i nada y puede que y a no aco ja n los in terv alo s óptim os — los nich o s— de unas pocas, m uchas o incluso to d a s las especies constituyentes o rig in ales de la com u nidad que vive en esa zona. E ntonces los organism os sufrirán de estrés fisiológi co. A largo plazo, si las condiciones a d v e rsa s persisten, los o rg an ism o s pueden verse forzados a m overse, si es posible, o sim p lem en te p u ed en m o rir. E l resultado final es el m ism o: ahora la s condiciones re su lta n inadecuadas p a ra las especies de la com unidad original, q u e cam bia, no rm alm en te a una co m u n id ad m enos diver sa, m ás sim ple. Si la esp e c ie tiene un c o n ju n to de n ecesidades m uy especializado que sólo se encuentra e n u n o s pocos sitios, los cam bios adversos en el entorno pueden conducir a su ex tin c ió n — sim p lem en te no tienen otro sitio adonde ir. Si se recuperan las con d icio n es y el am b ie n te en aquel em plazam iento vuelve a su configuración o rigin al, las especies orig in ales pued en v o lv e r siem pre que exista u n conjunto de recu rso s o refugio en u n a zona no p ertu rb ad a/n o contam i nada a p artir de la cu al p u ed an reco lo n izarse las especies. ¡Por supuesto si la especie se ha llevado a la ex tinción, esto es im posible! A sí q u e las com unidades en su conjunto tienen p o te n cia l para re cu p erarse de las p ertu rb acio n es, pero tanto la capacidad de rec u p e ra rse com o la v elo cid ad de recu p eració n dependen del régim en de la perturbación (Sousa, 1984), q u e a su vez d e p en d e de un núm ero de factores: (a) la naturaleza d e la perturbación; (b) el tam año d e la zo n a perturbada; (c) la m agnitud y duració n del suceso — la intensidad o p o ten cia de la fuerza perturbadora— ; (d) la tem p o ralizació n y frecu en cia de la p erturbación; (e) la facilidad de predicción d e la perturbación y (f) la tasa d e re to m o — el tiem po m edio necesario p ara p ertu rb a r la zona co m p leta. L as com unidades y los ecosistem as m u estra n diferentes capacidades para re sistir a las perturbaciones y, p o r tanto, diferen tes grados de estabilidad en su com posición y estructura. T re s propiedades com unitarias son im p o rtan tes en este contexto: 1.
E stabilidad, la cap a c id a d de la co m u n id a d para recu p erarse y v olver a su configuración o rig in a l tras una p ertu rb ació n . A lgunas co m unidades pue den ser lo calm en te estables ante perturbaciones a p eq u e ñ a escala pero si son atacadas m ás a llá de un cierto lím ite se ven forzadas a u n a nueva configuración, d o n d e las especies acaban con d iferen tes abundancias re lativas o la com u n id ad term ina c o n u n a com posición diferente, y de h e cho u na nueva co m u n id ad sustituye a la original. T ales com unidades son globalm ente in esta b le s. Si la c o m u n id ad vuelve a su co nfiguración origi
SI ST EMAS EC O LÓ G IC O S, PE RT U RB A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
2.
3.
311
nal después de perturbaciones tanto a p equeña com o a gran escala se dice que es estable tan to Idealm ente com o globalm ente. Resiliencia. E sto es ia m edida de la velocidad con la que la com unidad vuelve a su estad o anterior tras una perturbación. L a m e d id a de la resi liencia debe se r específica p a ra el tipo de p erturbación im p u esta, ya que las com unidades serán m ás resilientes a unas p ertu rb acio n es que a otras. Se dispondrá de m ayor g rad o de resiliencia en las co m unidades en que las especies p u ed an recolonizar fácilm ente la zona p ertu rb ad a a partir de una zona no perturbada. L a resistencia describe cu án ta perturbación puede ab so rb er una com uni dad antes d e q u e salte a una n u ev a configuración — su resisten cia al cam bio— . D e nu ev o , las com unidades tenderán a variar su resisten cia depen diendo del tipo de perturbación im puesta y del propio tipo d e com unidad.
L a estabilidad g lo b al de cualquier com unidad d epende del e n to rn o en el que exista así com o la com posición en especies de la com unidad. A lgunas com unida des sólo son estables d en tro de un estrecho m argen de condiciones am bientales m ientras que otras p u ed en ser estables en un am plio intervalo de condiciones. Las prim eras com unidades, llam adas d in á m ica m en te 'frá g iles (B egon e t a l , 1990), tienen m uchas m ás probabilidad de q u ed ar dañadas p o r p erturbaciones naturales o de origen hum ano que las últim as com unidades, dinám icam ente robustas. A l gunas com unidades están sujetas de form a natural a pequeños n iv eles de pertur bación en un am biente estable y p red ecib le y tienen tendencia a alcanzar- y per m anecer en un estado bastante estable, pero, a su vez, norm alm ente presentan una resistencia y resiliencia relativam ente baja a perturbaciones severas. Por otro lado, las com unidades q u e viven en un entorno distorsionado p resen tan altos ni veles de resiliencia y son capaces d e recuperarse de episodios individuales de perturbación m uy rápidam ente. A unque las perturbaciones p o r su p ro p ia naturaleza puedan p ro d u cir cam bios en u n ecosistem a, tales perturbaciones n o son siem pre una «m ala cosa». A lgunos sistem as perturbados tienen de hecho una biodiversidad m ayor que si no lo estu vieran. E n estos casos, la perturbación elim ina o reduce las especies dom inantes o el com petidor superior, lo cual a su v ez perm ite a los subordinados, com petidores m ás débiles, la oportunidad de crecer en abundancia o colonizar un hábitat en el que se les im pedía v iv ir anteriorm ente. E n otros sistem as, las perturbaciones p u e den ser tan frecuentes y/o tan grandes que el entorno se vuelve extrem adam ente duro, en el que sólo unas pocas especies tolerantes son capaces d e sobrevivir; obviam ente tales sistem as tendrán p o ca biodiversidad. Los factores m ás im por tantes en este contexto son la m agnitud, extensión y frecuencia de la s p erturba ciones relacionadas con período de v id a de las principales especies d e la com uni:,.vl (G iller y Gee, 1987). E sto es de aplicación tanto a perturbaciones naturales como d e origen hum ano. A ntes de que p od am o s com entar el im pacto d e la contam inación en los siste m as ecológicos es n ecesario ex plorar los principales factores que regulan los ecosistem as de agua dulce, terrestre y m arino y ex am in ar brevem ente los efectos de las perturbaciones naturales y las actuaciones de ingeniería en esto s sistem as.
312
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
5.2. EL ENTORNO DEL AGUA DULCE Podem os dividir convenien tem en te los sistem as de agua d u lce en ló tico s — aguas circulantes— y leníticos — aguas estancadas— . Las características distintivas, ciertam ente para aguas en m ovim iento, vienen determ inadas p o r el espacio físi co, en e l que las conexiones tierra-agua son im portantes. P o r tanto, es de interés considerar los sistem as de a g u a salada en el contex to del sistem a integ rad o de una cuenca fluvial incluyendo tanto el hábitat acuático com o la zona de drenaje te rrestre. L o que suceda en la cuenca tiene efectos directos e ind irecto s en los ecosistem as de agua dulce.
5.2.1. Oxígeno El oxígeno es esencial p ara la vida anim al y de plantas com o n ecesid ad prioritaria para la respiración, tal y com o se describió en el C apítulo 2. E l oxígeno es 30 veces m enos abundante en el agua ( « 1 0 mg/1) que en el aire, y, p o r tanto, p uede llegar a convertirse en un fa c to r lim itante. L a co n centración de oxígeno aum enta a m edida qu e se reduce la tem peratura d el agua y a m e d id a q u e aum entan la turbulencia y la m ezcla en el agua. A sí que u n a corriente ráp id a, p o co pro fu n d a y turbulenta tiene m ayores n iv eles de oxígeno disuelto que u n río lento y profundo. M uchas especies tienen estrech o s m árgenes de tolerancia al oxíg en o y sólo p u e den sobrevivir cuando lo s n iv eles son m uy altos (> 10 mg/1), com o en los arroyos fríos de las alturas con u n a corriente bastante rápida. P o r ejem plo , entre los peces, el salm ón y la.tru ch a nec esitan altos n iveles de oxígeno y están confinados a com en tes rápidas relativam en te poco p rofundas o a lagos frío s de altura. E n co n traste, los peces ordinarios co m o el escarcho tienen unas g am as d e tolerancia m ás anchas y pueden sobreviv ir en niveles de oxígeno co n sid erab lem en te m enores (> 6 mg/1), tales com o lo s ríos lentos y m ás profundos o lo s lag o s de b aja cota, más cálidos. L a diferencia en la tolerancia a los niveles d e oxígeno entre los anim ales invertebrados se h a utilizado en el desarrollo d e ín d ices bióticos para identificar y supervisar la contam inación orgánica y la c alid ad del ag u a (véase C apítulo 6). La pro fu n d id ad del agua tam bién tiene in flu en cia en los niveles de oxígeno y en los lagos son com unes los perfiles de concentración d e oxígeno-profundidad (véase Fig. 5.6). L as actuaciones de regulación del agua, com o la cons trucción de diques, pueden afectar directam ente a los niveles de oxígeno en los ríos. C ualquier tipo de p ertu rb ació n que re d u z c a los niv eles d e o x ígeno tendrá un efecto dram ático en el funcionam iento de las com unidades y lo s ecosistem as de agua dulce. Los sistem as d e agua dulce están dom inados p o r m acroinvertebrados, incluyendo larvas de in secto s y otros invertebrados co m o cam arones de agua dulce y lom brices que tien en un papel p rincipal en los p ro ceso s del ecosistem a. P articularm ente relevante en el presente contexto es su cap acid ad de descom po ner la m ateria orgánica q u e entra a las ag u as dulces. A lg un as corrientes de agua dulce dependen de aportacio n es alóctonas de energía en la fo rm a de detritos, que se rom pen gradualm ente m ed ian te cadenas d escom ponedoras de alim entos (véa
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PE R T U R B A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
313
se C apítulo 2). E ste p ro ceso esta b asado en el oxígeno. L a m ateria org án ica de descargas de agua residual de bajo nivel o de escorrentía agrícola p u e d e tratarse análogam ente de form a natural. L os niveles excesivos de m ateria orgánica, en cam bio, pueden d ar lu g ar a reducciones drásticas en los niveles d e o x ígeno de la m asa de agua, con las consiguientes perturbaciones d ram áticas sobre las com uni dades naturales (véase C apítulo 6).
5.2.2. Corriente L a velocidad de la c o m e n te en un facto r físico dom inante en el funcionam iento de los sistem as acuáticos en m ovim iento, afectando al tipo de sustrato, la natura leza erosiva del canal del cauce, los n iveles de oxígeno y las cargas de sedim ento y, a su vez, p or tanto, a la ecología. E s un factor que a m enudo tam b ién está influenciado por las actividades de in geniería. El esfuerzo cortante d e la corriente sobre el sustrato es proporcional a la v elo cid ad 2 ( t a r ) , e influye sobre la estabi lidad del sustrato y la habilidad de lo s anim ales viviendo sobre y en el sustrato (m acroinvertebrados bentónicos d om inados p o r las larvas de insectos) p ara rete n er su posición en el lecho del arroyo. L o s peces y las plantas tam b ién están influidos p o r la c o m e n te . L os d iferentes tipos de organism os tienen tolerancia diferencial a las condiciones de flujo y m uestran fu elles preferencias p o r un inter valo m ás bien estrecho de velocidades de co m en te. L as altas v elo cid ad es de la co m en te p o r fuera de los lím ites de tolerancia pueden separar los organism os y arrastrarlos aguas abajo. A dem ás, lo s caudales altos pueden p ro v o car m ortalidad directa m ediante daño físico, m ientras que la deposición y sedim entación de sus trato puede producir asfix ia de los o rganism os durante las avenidas. P e rtu rb a c io n e s p o r in u n d a c io n e s. L a inundación de ríos y arroyos es una característica frecuente de m uchos paisajes y p o rp a rle de los ingenieros se presta m ucha atención al control y aliviado d ebido al im pacto en la agricultura, industria y zonas urbanas. L a fuerza destructiva de las inundaciones puede ser inm ensa y puede alcanzar considerables pérdidas económ icas. P o r ejem plo, las inundacio nes debidas al huracán A gnes en E stados U nidos pro d u jero n daños estim ados en 3.000 m illones de dólares (W ard, 1978). L as inundaciones actúan tam b ién como agentes perturbadores naturales sobre el m edio acuático que puede, a su vez, dar lugar a pérdidas económ icas por destrucción de.p esq u erías n aturales, pérdidas asociadas al turism o, reducción en la capacid ad de asim ilación de contam inación orgánica y de otras m aterias en el sistem a (m ayoritariám ente p o r pérdidas de anim ales invertebrados), y posiblem ente efectos indirectos en los recursos y la calidad hidráulicos. L os efectos perturbadores de la inundación sobre la biología de los sistem as acuáticos se deben p rincipalm ente al rápido increm en to del es fuerzo cortante sobre el sustrato com o resultado de m ayores pro fu n d id ad es y velocidades de agua en el canal del cauce. D urante las inundaciones, el lecho en las zonas de rápidos (seccio n es poco profundas de los ríos, de flujo rápido, norm alm ente de gran p en d ien te) pueden agitarse, y el detritus p u e d e ser arrastrado. Cuando la profundidad de la corriente
314
IN G E N E R ÍA A M B IE N T A L
alcanza alred ed o r del 75 p o r 100 del caudal m áxim o en el canal (H y n es, 1970) o alrededor d e dos veces el flujo m edio anual (Sagar, 1986), la g rav a d e tam año m edio (< 1 0 m m ) com ienza a m overse. U na in u n dació n fuerte p u e d e provocar que el lecho del cauce sea so cav ad o p o r las p artículas d e arena y g ra v a q u e entran en el flujo de alta velocidad, separando las co m u n id ad es de p lan tas q u e crecen sobre las p iedras (perifito, o tra fu en te de alim entos p ara inverteb rad o s). Tam bién puede p ro d u cir desplazam ien to s a gran escala (10 a 20 m o m ás) y ro d am ien to de callaos y p ied ras así com o sep aració n de sedim entos a p ro fu nd id ad es entre 20 cm y 2 m. E n contraste, en las secciones de la c o m e n te de p en d ien te suave' (por ejem plo, b alsas y descensos), p u ed en depositarse g ran d es cantidades d e sedim en tos. E n m u ch o s arroyos, la d escarg a llen a el canal u n a v ez cada 1,5 añ o s (H ynes, 1970). L as irregularidades clim áticas, las torm entas y las lluvias in te n sa s locales pueden p ro d u cir descargas m ucho m ayores que el c a u d al m áxim o, p e ro estos sucesos catastróficos son raro s (p o r ejem plo, la a v en id a de 100 años). L a tem poralización d e estos episodios d e perturbación natural se p o n e en co n tex to de otros patrones tem porales físicos y bio ló g ico s en ríos y arro y o s en la F ig u ra 5.1. El im p acto sobre las co m u n id ad es de agua d u lce depende de la m agnitud, tem poralízación, duración y ex ten sió n superficial d e la p erturbación p o r inunda ción. Para avenidas peq u eñ as la resiliencia suele se r alta con u n a recu p eració n rápida de las densidades d e invertebrados entre v arias sem anas y u nos pocos meses. Se h a dem ostrado u n a recu p eració n an álo g a b a jo niveles d e ag u a fluctuantes en u n cauce reg u lad o sujeto a generación d e p otencia h id ro eléctrica (PHE) (G ialson, 1985) y flu y en d o desde los em b alses (B ournard e t a l , 1987). Como Jas variaciones en la d escarg a de la co rriente y lo s episodios d e inunda ción/crecida so n parte natural del m edio lótico, lo s invertebrados bentónicos
C a m b io s en el u s o d el t e r r e n o d e la c u e n c a
M u e s tr a b e n tó n ic a C o lo n iz a c ió n g lo b a l d e c o m u n id a d e s p e r tu r b a d a s
C o lo n iz a c ió n lo cal d e p a rc e la s
C a m b io s d e c o n d u c ta -«s----------------> -
A ju s te s flu v ia le s d e e s c a la m e d ia
—■ fe» E dad de lo s río s
C iclo d e v id a d e lo s in v e r te b r a d o s
D e s c a rg a d e t o rm e n ta p u n tu a i
D e s c a rg a d e c a u d al m á x im o r e c u r r e n te
A v e n id a d e 100 a ñ o s
t ¡ 1-10 s
i *1-3 m in
i 6-24 h
| 4-45 d ía s
j la ñ o
i 4 años
I
I
1 0 0 a ñ o s 1.000 a ñ o s
I----V I 00 m illo n e s d e años
Figura 5.1. Escala tem poral de a lguno s procesos biológicos y físico s en ecosistem as de arroyos y ríos. La longitud de las flechas indica el intervalo de magnitud.
S IS T E M A S ECO LÓ G IC O S, PER T U R B A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
315
m uestran adaptacion es p ara evitar lo s relativam ente pequeños aum entos en la velocidad de la c o m e n te , retrayéndose a m ás profundidad en el sustrato (estando la profundidad co n tro lad a p o r el tam año de partícula, el flujo subsuperficial y los gradientes de tensió n de oxígeno), y tanto los invertebrados com o los peces se pueden m over h acia zonas com o rem an so s y zonas m uertas d o n d e las velocida des son despreciables. E l éxito de e sta estrategia, sin em bargo, depende d e la m orfología del canal del cau , e. E ste tipo de conducta y la rá p id a recolonización desde aguas arrib a co ntrib u y e a cortos tiem pos de recuperación de las com unida des bentónicas an te perturbaciones a p equeña escala. Las p erturbacion es catastróficas producidas p o r niveles de descarga equ iv a lentes a la avenida de 50 a 100 años tienen consecuencias de m ucho más largo plazo. Las m u estras tom adas del río Y oshino en Japón seis años antes del tifón Ise-w an de 1959 m ostraban una m asa de invertebrados (peso húm edo) de 3 g/0,25 cm 2. C u atro años después d e la perturbación, el valor era sólo de 0,5 g (Tsuda y K om atsu, 1964). L os estudios para irlanda han m ostrado análogos e fe c tos de larga duració n (G iller, 1990; G iller et a l, 1991). E pisodios m últiples de crecidas en agostó d e 1986 (asociados con el huracán Charlie) produjeron m ás de 1,5 veces la descarg a de caudal m áxim o en un afluente del río A raglin (un caso de 1 en 50 años), lo que condujo a u n a reducción del 95 por 100 en la densidad de invertebrados y u n a reducción del 30 p o r 100 en el núm ero d e táxones diferentes (Fig. 5.2). P o sterio res perturbaciones p o r crecidas en ju n io y octubre de 1988 retrasaron algo la recuperación, aun q u e tuvo un im pacto proporcionalm ente m e nos significativo sob re la fauna ya deteriorada. En 1989 todavía n o se había llega-
F e c h a d e m u e s tr e o (d ía s d e s d e 1 e n e ro 1935}
Figura 5.2. C a m b io s en la d e n s id a d m ed ia d e m acro in v e rte b ra d o s (±1 día de m u e s tre o ) y n ú m e ro de ta x o n e s a n te s y d e s p u é s d e e p is o d io s de c re c id a cata stró fica en un p u n to de un a flu e n te del río A raglin. Las fle c h a s m u e s tra n las p e rtu rb a c io n e s m a y o re s (c e rra d a s) y m e n o re s (a b iertas) (se g ú n G iller e t al., 1991).
316
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
do a una recuperación com pleta h a sta niveles de p re-crecid a. L os peces p u ed en verse afectados p o r ¡as crecidas, p o r destrucción de las zo n as de desove, h u evo s o alevines y pérdida de h ábitat o recu rso s alim entarios. E sto s efectos pueden c o n ducir a la destrucción de toda la c am a d a de u n año, retraso s en el crecim iento y m enor producción. E n algunos caso s, la recuperación d e com u n id ad es de p e ces tam bién puede ser ráp id a, por ejem plo, unos 8 m eses d esp u és de u n a av en id a d e 16 años (M atthew s, 1986), aunque en otros casos se necesitaro n años. L as in u n daciones durante la estación rep ro d u ctiv a pueden ten er co n secu en cias m ás g rav es para las com unidades d e peces q u e in clu so las m ayores crecidas en otras épocas. E videntem ente, las crecidas catastróficas que p ro d u cen socavam iento y sep a ración de sustrato afectarán dram áticam ente al río y a las com u n id ad es del a rro yo. E l im pacto de crecidas m enos g rav es variará, sin em b arg o , y a que se p rev é que diversos tipos de corrientes m o strarán diferentes niv eles de resilien cia a las perturbaciones p o r crecidas. D onde éstas son estacionales y regulares (es decir, predecibles), com o en los arroyos de alto gradiente, in flu id o s p o r crecidas de invierno y prim avera, el im pacto es m en o r y la re c u p eració n es relativ am en te rápida. L as p erturbaciones im predecibles, no estacionales, irreg u lares (por eje m plo, crecidas de v eran o en arroyos tem plados), esp ecialm en te en sistem as p e rtu r bados con poca frecuencia, tienen im p acto s serios. El tam añ o de la zona p e rtu rb a da tam bién afectará a la velocidad y la dinám ica de recu p eració n del ecosistem a (M inshall, 1988). A nálogam ente, se sabe que las p e rtu rb a c io n e sm u ltie p iso d io y los casos aleatorios adicionales d e crecidas durante el p erio d o de recuperación tam bién retrasan la recuperación de los sistem as de cauces. Im p lic a c io n e s d e in g e n ie ría d e lo s efectos d e la s c re c id a s en los e c o siste m a s n a tu r a le s L a form a en que el agua in teractúa con la zo n a de captación circundante tiene im portantes rep ercusiones en la in flu en cia de las torm entas in tensas sobre el sistem a de agua circu lan te. C iertos arroyos y ríos son de n atural «torrenteras»; las áreas de captación son tales que hay u n a ráp id a y co n sid erable escorrentía y d renaje de agua h acia el sistem a. L a in flu e n c ia h um ana sobre el paisaje puede au m en tar esta ap ortación de la cu enca y, p o r tanto, aum entar la ocurrencia natural de episodios de crecidas catastróficas. E l drenaje de gran jas hace que el ag u a se escu rra por el terren o m ás ráp id am en te, p roduciendo agudos picos en los hidrogram as de las c o m e n te s durante los ep iso d io s de torm enta. E n clim as m oderados, el drenaje previo a la forestación (relacio n ad o co n la p rep ara ción del terreno p ara la plantación) tam bién m odifica el h id ro g ram a de la to rm en ta, con m ayores p ico s de hidrogram a y una reducción d e h asta el 50 p o r 100 en el tiem po de flujo de pico (Instituto de H idrología, 1984-87). L a capacidad de alm a cenam iento del suelo se reduce sensiblem ente. E sto es análo g o a la com paración de la Figura 4.38. A m edida que la b ó v ed a de ram as se c ierra con el crecim iento de árboles y con el llenado de zanjas de drenaje, la ev ap o tran sp iració n a través d e las plantas y la escorrentía reducida (O ’H alloran y G iller, 1993) pueden red u cir la cantidad de agua q ue llega a los arroyos hasta en un 30 p o r 100 en condiciones de episodios de torm enta ligeros a m od erad o s, pero las to rm en tas intensas producen hidrogram as sim ilares en terrenos de bosque com o en arroyos en param os abiertos. L a tala posterior, 40 a 50 años m ás tarde, conduce d e n u ev o a aum entos en la
SISTE M A S ECOLÓGICOS, PER T U R B A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
31 7
escorrentía y «torrentism o». T am bién la liberación no perió d ica d e agua d e los em balses puede p rod u cir análogas crecidas «no naturales». Finalm ente, el dragado de los ríos no sólo red u cirá el hábitat preferido p o r los peces sino que puede aum en tar notablem ente lo s caudales y, por tanto, el im pacto de las crecidas en el sistema. B uena parte del trabajo de in g en iería sobre arroyos y ríos esta basado en la prevención de inund acio n es del terreno circundante, por ejem plo, m odificaciones de canal para au m en tar la capacidad d e transporte, reducir los n iveles de agua y reducir la frecuencia d e flujos sobre las riberas; m odificación de la descarga del río m ediante p resas, alm acenando la descarga punta y regulando los caudales aguas abajo; elim in ació n sistem ática d e piedras sobresalientes y d e diques de arrastres para ay u d ar al U'ansporte; canalización para m ejorar el flu jo y el control de avenidas, etc. H o y , p or ejem plo, po co s ríos en los Estados U nidos perm anecen sin estar afectados en algún modo (D ahn et al., 1987). T odas estas actuaciones fundam entalm ente alteran los sistem as fluviales y han sido bien revisadas por H ellaw ell (1986). L o s procedim ientos d e control de avenidas com binados con la m odificación o degradación hum ana de las áreas de captación pued en conducir a crecidas extrem as y a sedim entación de duración anorm alm ente larga (Sousa, 1984). Los espectaculares episodios de inundaciones vistos en las cuencas de M ississippi y M isso u ri en los E stados U nidos en el verano de 1993 y prim avera de 1995 son ev id en c ia de esto. Los p lan es de regulación hid ro ló g ica (em balses, PH E), por ejem plo, norm alm ente tiene alguna estipulación legal sobre caudales m ínim os, pero el co n traste entre los caudales m ínim os y m áxim os p uede ser m uy grande y rápido (M oss, 1988), conduciendo a im pactos catastróficos sobre la biota del sistem a. L a s comunidades presentes antes de la regulación están adapta das al régim en n a tu ra l, y los cam bios en el patrón natural influyen en estas co m u nidades, norm alm en te llevándolas a un em pobrecim iento y a d añ o s en las pes querías y otra v id a acuática. P u ed e darse la recuperación, p or ejem plo, una reducción de cinco a siete veces en la fauna tras un dragado que se recuperó en un año (Crisp y G led h ill, 1970), pero, alternativam ente, el m edio p u ed e quedar tan alterado que im p id a el retorno a su estado natural original. C am bios en la c o rrie n te , en el s u s tra to y lo n g itu d in a les. L a corriente controla tam bién la naturaleza del sustrato. L as corrientes rápidas dan lu g ar a gravas gruesas y guijarros, m ientras q u e las corrientes lentas dan lu g ar a sed im en tos finos, arenas y lo d o . Los diferentes sustratos llevan asociadas diferentes esp e cies. La estabilidad física del sustrato y la propensión a ser d esplazado o barrido p o r crecidas o inundaciones tam bién p ro d u cirá un efecto en las com unidades bentónicas (W interboum y T ow nsend, 1991). M ientras m enos estab le sea el sus trato, m ayor será el efecto perturbador de una crecida de una-determ inada m ag n i tud. Pfankuch (1 9 7 5 ) desarrolló un sistem a de barem ación p ara la estabilidad relativa del canal qu e incluía un n ú m ero de criterios im portantes. P ara riberas de ríos/arroyos in clu ía el grado de cu b ierta vegetal, evidencia de co rte inferior, y la cantidad de n uevas arenas y gravas depositadas. Las zonas d e vegetación riparia actúan como filtro s de nutrientes, tram pas d e sedim entos, reguladores clim áticos y refugios de v id a salvaje (W interboum y T ow nsend, 1991). L a lim pieza de la vegetación n atu ral riparia en las rib eras de los ríos, ya sea deb id a al pastoreo de
r MP
318
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
m
m M
li l
it li i I II I # i
anim ales dom ésticos o co m o p arte de un p lan de regu lació n del río, puede tener efectos significativos en la sedim entación y erosión de la ribera. P ara la estab ili dad del lecho, los criterios d e P fankuch incluían la an g u lo sid ad d e las rocas, el tam año y grado de em paqu etam ien to del sustrato, la c an tid ad de erosión, y d ep o sición y la distribución d e m u sg o s y algas q u e cubren el sustrato. L as actuaciones de ingeniería com o el d ren a je , lim pieza d e bancales, y ensancham iento d e co m e n te s tienden a p ro d u cir un efecto n eg ativ o en este tip o d e p arám etros y dan lugar a una reducción en el sustrato y en la estabilidad d e los bancales. C on frecuencia este trabajo se h a ce de form a tan ruda que se im p id e la recuperación del ecosistem a (M aitland, 1990). A m edida que uno se m u e v e a lo larg o d e un sistem a flu v ial, d esd e la cab ece ra hasta la zona baja, la v elo cid ad de la c o m e n te tiende a am inorarse cuando la pendiente del terreno decae, la pro fu n d id ad del agua au m en ta gradualm ente a m edida que el río crece d eb id o a la adición d e afluentes, la tem p eratu ra del agua aum enta a m edida q ue n o s m ovem os desde la s zonas altas frías a las zonas bajas m ás cálidas y, por tanto, h ay u n a tendencia general a que lo s n iveles de oxígeno se reduzcan en la d irecció n de la corriente. E stos cam bios a lo largo de los g ra dientes físicos conducen a cam b io s lo ngitudinales en las co m u n id ad es, ya q u e las diferentes especies están ad ap tad as p ara so b rev iv ir sólo en u n intervalo restrin g i do de condiciones de corrien te, tem peratura y oxígeno.
5.2.3. Química del agua
1
» I I t #'» t I l i l i ) )
La m ayor p arte del aporte q u e tiene el agua dulce de m a te ria disu elta tanto o rg á nica com o inorgánica tiene lu g ar en el paso del agua p o r su strato s superficiales, del subsuelo y en los d istin tos acuíferos, au n q u e existen alg u n o s aportes d irecta m ente d e la atm ósfera. C o m o tal, la n atu rale za quím ica d e lo s sistem as de agua dulce refleja fuertem ente lo s tipos de suelo q u e se drenan y los u so s del m ism o (T abla 5.1). E n regiones de p ie d ra caliza, los arroyos y lag o s tienen alta alcalin i dad y pH , m ientras que en regiones de granito, y las z o n as de drenaje de las cuencas, etc., las aguas d u lces tienen u n b a jo contenido en sales disueltas y n o r m alm ente son acidas. E n zo n as agrícolas, el nitrógeno y el fó sfo ro de los fertili zantes entran al sistem a acu ático (véase tam b ién el C apítulo 10). E l cam bio del uso de la tierra puede te n e r efectos d ram ático s en la quím ica del agua. L os experim entos de H ubbard B ro o k (EE U U ) lo dem o straro n elegante m ente cuando la tala de la m a sa forestal en u n a subcuenca co m p le ta dio origen a cam bios dram áticos en tod a la gam a de parám etro s q uím icos e h idrológicos (Likens et a l, 1970). L as d iferen tes especies de p lantas y anim ales están adaptadas a condiciones quím icas d iferen tes, así que p o r ejem plo se en c u en tran m uchas dife rencias entre las com unid ad es de aguas á rid a s (blandas) y de aguas alcalinas (duras). E n general, las aguas ácidas tien d en a m antener u n núm ero p o bre de especies y no se ven favorecid as p o r el crecim iento de p eces salm ónidos; p o r el contrario las aguas alcalinas son m ucho m ás ricas en m acroinvertebrados. El cam bio en el uso de la tierra p u ed e suponer un duro golpe p a ra los ecosistem as de agua dulce debido a los cam b io s en la q u ím ica del agua.
SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
319
Tabla 5.1. El efecto del uso del suelo y el tipo de cuenca en la química de las aguas de arro yo s com parado con la precipitación en la m ism a zona. Nótese que las diferencias en la calidad del agua de arroyo son m ucho m ayores que las del agua de lluvia -" New Hampshire _
- EE UU. Rocas ígneas
Parámetros ^ (insolubies), bosque químicos - ■sin perturbación :■ _ .(mg/I) ' ' ....
Lluvia
Na*
0,12
K*
0,07
Mg2* Ca-*
ci nco;
Arroyo .
Norkfolk, Reino' Unido. Margas y arrastre de glaciar, zonas : agrícolas bajas Lluvia
0,87 0,23
1,2 0,74
0,38 1,65
0,21
0,16 0,47
0,04
'Arroyo
Lluvia
Río Maleva
32,5
0,54
9,0
3,1
0,31
4,3 3.0
6,9
0,23
3,7
100,0
0,55
<1,0
0,006
0,92
0
47,0 2SS,0
0.19 0,41
4,14
4,92
3,5
sojpH
Valle del li.il-, Kenia, Matojos y pastizal
1,2 0,72
8,0 4,3 70,0 6,2
7,7
De Burgis y Morris, 1990.
5.2.4. Luz y zonificacion en lagos L a luz es un factor im p o rtan te en aguas qu ietas así com o en ríos grandes y lentos. L a penetración de la rad iació n en estas ag u as es pobre y p o r tanto la lu z puede ser un factor q ue lim ita la fotosíntesis por la v id a de las plantas acuáticas. L as plantas acuáticas están restrin g id as a profundidades bastante pequeñas, y son m uy d epen dientes en la claridad d e las aguas. P o r e sta razón existe una zonifícación clara de las plantas en los lag o s (Fig. 5.3). L itoral
Figura 5.3.
Zonifícación de un lago mostrando las sub divisio n es m ás im portantes del ecosistem a del lago.
i*
320
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
NT
L a zona litoral, en los bo rd es de lagos y lagunas, se extien d e h asta la profundidad de las poblaciones m ás interiores de p lan tas con raíces. E n e sta zona dom inan las m acrofitas, tanto sum ergidas (algas d e lagunas), flo ta n te s p o r sus hojas (jacintos de agua) o em ergen tes (juncos). L a zo n a eufótica de ag uas abiertas se W extiende hasta la pro fu n d id ad donde la in ten sid ad m edia de lu z perm ite que la ^ producción de plantas se igu ale a la resp iració n — el punto d e com pensación de la luz— . Estas plantas se denom inan fitoplancton, organism os unicelulares o peque|p ñas colonias de algas, que flotan pasivam ente o son capaces d e una m ovilidad e lim itada. D e tal form a que se ven arrastradas fácilm ente por la s co m e n te s d é agua tanto verticales com o horizontales. Por debajo del punto de com pensación de la ^ luz, no existe suficiente lum inosidad para p erm itir la fotosíntesis y p o r ende la supervivencia de las plantas. E ste punto suele variar con la estación, la cubierta de iür nubes y la claridad del agua. P or otra parte la turbulencia d e las aguas ju e g a u n fc.., papel m uy im portante en la producción p rim aria de fitoplancton y a que perm ite que éste, aunque tienda a hundirse, se desplace a zonas m ás su perficiales que m an|p tengan a estas plantas en las zonas ilum inadas. Si el m ezclado producido p o r el viento es m uy fuerte y a gran profundidad, el plancton p uede rec ib ir insuficiente W luz en prom edio, ya que éste perm anece dem asiado tiem po p o r deb ajo del punto de ^ com pensación de la luz. E sta profundidad crítica de m ezclado suele ser entre 5 y 10 veces la del punto de com pensación de la luz, una profundidad d e m ezclado que tiene lugar con frecuencia en invierno. E ntonces se detiene el crecim iento de las plantas. U na m anera útil aunque costosa de controlar el crecim ien to de algas en w em balses destinados al agua potable es la de increm entar artificialm ente está pro^ fundidad de m ezclado. P ara un exam en com pleto de los factores que afectan al crecim iento del fitoplancton, véanse las revisiones de R eynolds (1987, 1994). L a zo n a pro fu n d a carece d e plantas pero rec ib e la fuente de en erg ía heterótro^ fa en form a de llu v ia de detritu s procedente d e las zonas m ás altas (organism os m uertos, heces, e t c . ). E l pro ceso de d escom posición de d etritus p o r las bacterias j |p y los hongos em plea oxígen o ; p or lo tanto se establece una co m p le ja relación entre la cantidad de n utrien tes en el agua, el n iv el de p ro d u cció n de plantas, la •* tasa y cantidad de descom posición y los n iv eles de oxígeno. N iveles altos de ^ nutrientes originan altos niv eles de producción de plantas y u n a in g en te cantidad de detritus que cae a la zo n a profunda donde p erecen las p lan tas. A su vez, este |p hecho origina altos niveles de descom posición, que co n secu en tem en te produce u n a dism inución en los niveles de oxígeno. E n los lagos y río s ex isten diferentes com unidades con diferentes n iveles de pro d u cció n prim aria (v éase m ás adelante), ^ y al añadirse cantidades im p o rtan tes de m ateria orgánica (p ro ced en tes de vertidos de aguas residuales o escorrentías de agricultura) se pueden d isto rsio n ar severaIjp m ente aquellas com unidades adaptadas de fo rm a natural a sistem as de baja pro^ d uctividad con niveles relativ am en te altos d e oxígeno. •
5.2.5.
Clasificación de los lagos
L os lagos y ríos grandes p u ed en clasificarse en base a su n iv el de producción prim aria. Los sistem as de b a ja productividad se conocen com o oligotróficos, ca-
SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
321
racterizados por altos niveles de oxígeno y concentraciones bajas de nutrientes. Los sistem as de alta productividad so n eulróficos, norm alm ente con niv eles de oxígeno bajos y concentraciones de n utrientes elevadas. Se trata d e diferentes tipos de sistem as con m arcadas diferencias en cuanto a sus com unidades y carac terísticas generales (T abla 5.2). Los lag o s oligotróficos contienen organism os con po ca tolerancia a n iveles bajos de o x ígeno m ientras que los eu trófícos contie nen organism os m ás tolerantes a niveles de oxígeno m ás bajos. D ebido a la im portancia de las concentraciones de fósforo en la producción prim aria en los lagos, la O rganización para el D esarrollo E conóm ico y Cultural (O CDE) posee un esq u em a de clasificación basado en las concentraciones de fósforo y clorofila (sustituto de la d en sid ad de fitoplancton), las cuales a su vez, están relacionadas con la concentración de fósforo entran te a un lago y el tiempo de residencia del agua d el lago (M oss, 1988) (Fig. 5.4). Tabla 5.2.
Características generales de los lagos eutróficos y oligotróficos
; C a rácter
•
'• E utrófico
Óligotrófíco
Forma del lago
Extenso y poco profundo
Estrecho y profundo
Sustrato del lago
Sal fina orgánica
Piedras y sales inorgánicas
-
Orilla del lago
Herbácea
Pedregosa
Penetración de la luz hasta valur 1 % de la superficie (m)
-2 0
20-120
Color del agua
Amarillo y verde
Verde o azul
Producción primaria neta (g/m2/ año)
150-500
15-50
Concentración de clorofila (g/1)
-15+
0,3-2,5
Rango de alcalinidad (anual) (meq/1)
1+
hasta 0,59
P total (ppb)
10-30
<1-5
A' tota! (ppb)
300-650
<1-200
Oxígeno
Alto en la superficie, escaso debajo del hielo o ternioclir.a
Elevado
! Macrofitas
Muchas especies abundan en las zonas poco profundas
Pocas especies, algunas en las aguas profundas
Fitoplancton
Pocas especies, número eleva do
Muchas especies, número bajo
Zooplancton
Pocas especies, número eleva do Muchas especies, número ele vado
Muchas especies, número bajo
Muchas especies
Pocas especies
Macroinvertebrados Peces
Adaptado de Maitland 1990, y oirás fuentes.
Número de especies moderado, número bajo
322
INGENIERÍA AMBIENTAL
T ipos c a ra c te r ís tic o s d e la g o s L a g u n a s d e o x id a c ió n d e a g u a s r e s id u a le s , la g u n a s d e p e c e s m uy f e rtiliz a d a s , a lg u n o s la g o s e n d o rre ic o s {sin c a u c e s d e salida)
10.000
= 1.000 L ag o s e n z o n a s e n □> d e s a rro llo q u e rec ib e n c a n tid a d e s 0 0 im p o r ta n te s d e i/i a g u a r e s id u a l o •o e flu e n te s d e a n im a le s A) *o d o m é s tic o s 1 100 L agos c o n c u e n c a s (T3 cu ltiv a d a s o C O) d e fo r e s ta d a s y c o n :E c a rg a s f re c u e n te s ’u d e a g u a re s id u a l 2 c L agos r e la tiv a m e n te 8 po co p e r tu r b a d o s ¡5 10 u e n c u e n c a s b a ja s fé rtile s L agos n o p e r tu r b a d o s e n c u e n c a s a lta s , ro c o s a s o r e m o ta s 1 0 ,1
_1
1 .1 L L i m 1
--1
t I I 1.J11L 10
- I
I I I t C-tJt 100
i
1 I.J I I! II___ 1.000
T ie m p o d e r e s id e n c ia d e l a g u a Tw ( a ñ o s ) { escala !og)
Figura 5.4. Clasificación de los lagos basada en la relación entre la concen tración entrante de fósforo y el tiem po de residencia del agua (T J . S e m ues tran las concentraciones consiguientes m ás probables de fósforo y clorofila. Los tiem pos de residencia m á s elevados originan m ayores d ep ósitos de fó s foro en el sedimento, de form a que se obtendrán m enores concentraciones de fósforo y clorofila dentro del lago, para una concentración entrante dada. También se muestran los tipos característicos de lagos según la concentración entrante de fósforo (según M o ss, 1988; Burgis y M orris, 1990; y Vollenw eider y Kerekes, 1981).
G eneralm ente los lag o s n o son una característica perm anente d el paisaje. G radualm ente se llenan co n sedim entos transportados p o r los ríos y procedentes de la erosión del terreno p a ra eventualm ente d esap arecer co m p letam en te dejando suelos m uy orgánicos. E ste es el proceso natural de la eu trofización, donde el lago cam bia gradualm ente d e oligotrófico a eutrófico a m edida que lo s niveles de nutrientes aum entan con el tiem po, n orm alm ente entre varios cientos y m iles de años. Sin em bargo, este p ro c e so p u ed e acelerarse d ram áticam ente p o r la mano del hom bre, cuando el ex ceso d e nutrientes d e los fertilizantes o de lo s vertidos de aguas residuales origina u n a contam inación. Ig ualm ente, construir u n a presa en un río ocasio n a una co n cen tració n de m ateria o rg án ica aguas arrib a d e la presa y puede lle v a r a condiciones en riquecidas, que se asem ejen a un lago, c o n un incre m ento en la proliferación d e plantas.
SISTEMAS ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
323
5.2.6. Densidad del agua y estratificación térmica Otra im portante propiedad del agua es que la densidad tiene un m áxim o aproxi m adam ente a los 4 °C — p o r encim a o p or debajo de esta tem peratura el agua fíota sobre el agua a 4 °C— . A sim ism o, el agua m ás tem plada flota sobre el agua más fría. E sta diferencia en densidades p or grado aum enta p rogresivam ente con tem peraturas m ás elevadas. D urante el año, al igual que a m edida q u e la tem pera tura del agua un cuerpo se eleva o dism inuye estacionalm ente, ex iste un perfil de tem peratura que vana con la profundidad. Esto tiene un efecto tanto directo com o indirecto sobre el núm ero de ecosistem as. C om o ejem plo, co n sid érese un lago que experim ente un clim a m arítim o (Fig. 5.5). D urante el invierno, las tem pera turas son relativam ente 'Uniformes en todo el lago ya q u e el viento p ro v o ca turbu lencias q ue m ezclan el agua de arriba a abajo. A m edida que se entra en prim ave ra y principios de verano, las aguas superficiales se calientan, dism inuye su
6
8
T e m p e r a tu r a (°C)
1 2 1 6 20
in v ie rn o
y p rim a v era O to ñ o
(a) P erfil d e te m p e r a tu r a v e rtic a l del in v ie rn o , p r im a v e r a y o to ñ o
(c) D efinición d e z o n a s s e g ú n p ro fu n d id a d
(d) V o ltea d o y m e z c la d o e n t o d a la p ro fu n d id a d
Figura 5.5. Diagrama que representa la estratificación térmica en un lago templado y marítimo, (a) no muestra ninguna estratificación y existe u n a temperatura m ás o m enos constante en todo el lago. Durante este tiempo, la acción del viento puede prom over que haya mezcla en el lago desde arriba hasta abajo com o en (d). La estratificación tiene lugar durante el verano, con una m arcada discontinuidad en el perfil temperatura-profundidad (b) divi diendo el lago en su s tres estratos (c).
324
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
densidad y flotan sobre el agua m ás fría que se en cu en tra p o r debajo. Estas d ife rencias en las densidades evitan que el agua se m ezcle p o r el efecto del viento. A m edida que la tem p eratu ra aum enta, e sta disco n tin u id ad se a crecien ta h asta que la m asa de agua se estratifica com pletam ente en tres zonas. U na ep ilim n io n tem plada en la superficie, u n a hip ó lim n io n fría en el fondo y u n a reg ió n estrecha en el m edio, denom inada te rm o d in a , d o n d e la tem peratura v aría ráp id am en te con la profundidad. E sta reg ió n crea efectivam ente una b arrera que im p id e que am bas m asas de agua se m ezclen con el efecto del viento su perficial. E sta estratificación puede durar todo el verano y el otoño, cuando las ag u as su p erficiales em piezan a enfriarse nuevam ente. C uando la m asa de agua en su co njunto v u e lv e a alcanzar una tem peratura s i m i l a r , el v iento p u ed e m ezclar todo el lago d esd e arriba h asta abajo, causando la inversión. E sta clase de lago se co n o ce co m o m on o m ícd co (una inversión p o r año) y en la F ig u ra 5.6 se m u estran gráficam en te algunos ejem plos de perfiles de tem p eratura-profundidad-tiem po p a ra lag o s irlan d eses de diversas profundidades. Los lagos dim ícticos (lagos c o n tin en tales en 'áreas con inviernos fríos) experim entan un periodo de estratificación in v e rsa durante el invierno, cuando las aguas sup erficiales m ás frías se asientan so b re el hipolim nion m ás tem plada. E n p rim av era la tem peratura su p erficial au m en ta dando lu g ar a una m ezcla com pleta de la m asa de agua. L agos p o c o p ro fu n d o s com o L ough N eagh en Irlanda del N orte (p ro fu n d id ad m edia sólo 12 m ) raram en te m ostrarán una estratificación térm ica estab le excepto en la p arte m ás calu ro sa del verano, m ientras que los lagos m ás pro fu n d o s, com o los del v alle del R if africano se encuentran perm anentem ente estratificados (M oss, 1988). L a estratificación térm ica tiene efectos im portantes tanto en la-concentración de oxígeno com o en el sum in istro de nutrientes (v éase F ig. 5.5b). C uan d o un lago está estratificado no hay m ezcla en tre las capas su p erio res e inferiores. E l hipolim nion no recibe el oxígeno q u e se h a y a difundido a las aguas su perficiales y p o r tanto se vuelve p rogresiv am en te m ás anóxico. El epilim nion, en donde se en cuentran las plantas, no recibe nutrien tes disueltos d el fondo, en d onde se p ro d u ce 1a descom posición, de m o d o que la productividad p rim aria se v e lim itad a p or los nutrientes y d ism inuye d urante el verano. C uando se p roduce la inversión, el hipolim nion se recarg a de oxígeno y el epilim nion con nutrientes disueltos. U n resultado final de tales ciclos estacionales son las floraciones estacionales de fitoplancton, debido a la reposición d e nutrientes en otoño y al au m en to de tem peraturas y de niveles de lu m in o sid ad en prim avera. L a deso x ig en ació n excesiva del hipolim nion en verano, que p uede aparecer com o resu ltad o de una fuerte eutrofización de la m asa de agua, p uede dar lugar a dram áticas p ertu rb acio n es al resto del sistem a del lago p o r inversión y descenso en la calid ad del recurso hidráulico.
5.2.7. Regulación del agua A unque este tem a se h a in tro d u cid o previam ente, los efectos de lo s grandes p la nes de regulación que incluyen presas y em balses m erecen especial atención. L as presas se construyen para reg u lar la descarga del río evitan d o la in u n d ació n de las
S IST E M A S EC O LÓ G IC O S, PE R T U R B A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
325
(a)
Figura 5.6. Perfiles de temperatura-profundidad (a) y oxígeno-profundidad (b) en seis lagos irlandeses. Nótese que la estratificación térmica es inestable en los lagos m e n os profundos y que partes del hipolim nion pueden llegar a estar anóxicas durante el verano (según Allott, T986).
326
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
L ag o In ch iq u in
Perfiles de tem peratura-profundidad (a) y o xíge no-profundidad (b) en seis lagos Irlandeses. Nótese que la estratificación tér mica es inestable en los lagos m enos profundos y que partes del hipolim nion pueden llegar a estar anóxicas durante el verano (según Allott, 1986).
Figura 5.6 ¡continuación).
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PERTU RB A C IO N ES Y CO NTA M IN AC IÓ N
327
tierras colonizadas río abajo , para crear em b a lse s de agua y con frecuencia para producir energía hidroeléctrica. Cuando se atraviesa una barrera en un río, las condiciones ecológicas cam bian drásticam ente aguas arriba ya que el sistem a acuático cam bia de condiciones lóticas a len íticas — de ser un río a un lago. E l tiem po de llenado puede v ariar dependiendo del tamaño del em balse/vaso hecho por el hom bre en relación con el tamaño del río . Por ejem plo, cuan d o el vaso es pequeño en relación con e l caudal del río, c o m o en lago K ainji en Nigeria, el llenado sólo llevó tres m eses, m ientras q u e el lago Nasser (capacidad 130.000 m illones m 3), tras la gran presa de A ssuan en el Nilo Azul en E gipto, necesitó ciez años para llenarse (B u rg is y M orris, 1990). Hay cam bios dram áticos en la flora y la fauna después del em balse que a m en u d o requieren m uchos años para estabilizarse. Supuesto q u e no haya m uchas perturbaciones posteriores en los nuevos lagos, los sistem as se terminarán estabilizando y se parecerán a los ecosis tem as lacustres naturales locales. Los efectos m ás ev id en tes de las presas son los cam bios locales río arriba en el ecosistem a acuático. L a reducción d el caudal tras la p resa traerá consigo una deposición de sedim entos finos en el su strato original del río. La deposi ción m asiva de tales sedim entos en el lecho rocoso del N ilo A zul cerca de la presa d e R oseires destruyó poblaciones del m ejillón gigante de agua dulce a lo largo de varios kilóm etros (Hamm erton, 1972). La vegetación sum ergida tam bién em pieza a descom ponerse, lo cual lib era nutrientes pero d a lu g ar a una re ducción en los niveles d e oxígeno y p o sib lem en te a la desoxigenación de las aguas del fondo, debid a a la actividad bacteriana, que puede ser exacerbada por la estratificación térm ica. L a lentitud en la v elo cid ad de la corriente, sedim enta ción, retención de m ateria orgánica transportada y de nutrientes y la liberación de nutrientes de la descom posición creciente, to d o s se suman p ara p roducir aum en tos bastante dram áticos en la producción p rim aria en los lag o s recientem ente creados. P or ejem plo, después del llenado d e las presas de S en n ar y Roseires en el N ilo A zul, hubo un increm ento de 10 a 2 0 0 veces en el fitoplancton en un tramo del río de 650 km (H am m erton, 1972). T al aumento de productividad p u e de llevar asim ism o a increm entos en la p ro d u cció n de determ inadas especies de peces. H ay ventajas económ icas evidentes en la construcción de un em balse. P o r ejem plo, la gran presa de A ssuan condujo a un aumento en la tie rra cultivable de 7 a 9 m illones de acres y producción H E P p o r encim a de 4 .5 0 0 millones de dolares a precios de 1970 (H am m erton, 1972). Sin embargo, estas ganancias d e ben ponderarse frente a u n gran núm ero d e desventajas inm ediatas y a largo plazo, adem ás de los cam bios en la calid ad del agua río arriba. M oss (198S) proporciona una lúcida discusión de los pros y contras de los lag o s tropicales, en especial los hechos por el hom bre. M uchas esp ecies de organism os desaparecen; m ientras otras especies aparecen en el sistem a perturbado, con frecuencia en gran abundancia. El helecho d e agua naturalizado introducido es un ejem plo (Salvinia m olesta). É sta apareció en lago Kariba y se extendió rápidam ente hasta cubrir el 21 p o r 100 de la superficie d el lago (M aitland, 1990). Im pide seriam ente la n av e gación, la pesca y afecta a la calidad del ag u a , en gran paite p o r desoxigenación indirecta del agua bajo la capa de hierbas. C o m o planta flotante, ensom brece la
328
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
vida de otras p lan tas en el agua de m odo que no hay lib e ra c ió n de oxígeno p o r fotosíntesis ni m ezclado de aguas superficiales p o r el v ien to (B urgis y M o rris, 1990). O tras plagas, especialm ente insectos, tam bién se v en fav o recid as p o r las nuevas condiciones am bientales y aum entan en abundancia en perío d o s m uy co r tos de tiempo. D espués de la construcción de las g ran d es p re s a s d e .S e n n a r y A ssuan, las larvas de m oscas n eg ras (Sim uliidae) que p o rtan la ceguera d e lio (Schistosom iasis) se alim entaron en las aguas turbulentas cerca de las com puer tas. Los m osquitos y m oscas de agua florecieron en las zo n as p o c o profundas de nueva creación en los bordes del lago (H am m erton, 1972). L as presas tam b ién cortan los enlaces aguas arriba-aguas abajo, lo cual tien e serias consecuencias para la em igración de peces en las esp e c ies que se re p ro ducen en las cabeceras de río. E sto es especialm ente im p o rta n te para e l sa l m ón, porque, au nque la descarga p ueda ser suficiente p a ra m a n te n e r la su p erv i v encia de las esp ecies no m igratorias, p u ed e ser insu ficien te p a ra perm itir el m ovim iento de las especies m igratorias. Sin em bargo, el c a u d a l m ínim o a c e p table para estas necesidades no se p recisa durante todo el año (el salmón a d u l to asciende los ríos en ju n io /ju lio para d eso v ar en nov iem b re/d iciem b re) y en otras épocas pued e ser su ficiente un m en o r caudal p ara las necesid ad es de d eso v e y supervivencia de la progenie. Se h a dem ostrado que la cre ac ió n de cauces ar tificiales es útil p ara anim ar a los p eces a em igrar co rriente arrib a. El p ro b lem a se h a superado tam bién m ediante el uso de escaleras p a ra p e ces y elevadores m ovidos eléctricam ente (M oss, 1988). C om o últim o recurso, p u ed e ser n e c e sa rio que las autoridades de pesca capturen el salm ón p o r deb ajo de la presa y lo transporten físicam ente aguas arriba. E sta p ráctica, aunque a y u d a a la producción global de peces, es insatisfactoria y ciertam ente costosa. O tra fo rm a de m an ten er u n a pesquería en u n río reg u lad o es llev ar a cabo un p ro g ram a de introducción de peces criados qu e se liberan en gran núm ero aguas arriba de la presa. Las tu rb i nas tam bién p ueden causal- problem as a ¡os peces que se m u e v e n aguas ab ajo cuando los alevines de salm ón vuelven al m ar a m enos que se m o d ifiq u e el diseñ o o los procedim ientos d e operación. L a alternativa es el tra n sp o rte físico ag u as abajo. L a fluctuación de los niveles del ag u a en las zonas lito rales de los lag o s creados artificíabnente tam bién p rovoca problem as en la flo ra y la fauna (S m ith et a l , 1987). A guas abajo de las presas, el río p ierde m ucho de su n atu raleza dinám ica. Los m odelos de flujo son m ás conciliados y se hacen m ás reg u lares pero ta m bién pueden ser m ás extrem os. L os regím enes de tem p eratu ra aguas abajo están alterados (W interboum y T ow nsend, 1991) y los niveles de o x íg en o pueden d e caer si se libera ag u a deficiente en oxígeno de las capas m ás p rofundas del lago. E stas aguas p u ed en adem ás con ten er hidróxidos de hierro y m anganeso en su s pensión y sulfuro de hiB fógeno disuelto (M oss, 1988). E l su lfu ro de hidrógeno producido p o r la descom posición excesiva p uede corroer el m etal de las turb in as y el horm igón de las presas. L a regu lació n del agua red u ce o elim ina la in u n d a ción periódica y la deposición de sedim entos ricos en n u trien tes en la p lan icie y norm alm ente la p ro ductiv id ad agrícola aguas abajo decae d rásticam ente. Los se dim entos y los n utrientes quedan retenidos detrás de la presa, p rovocando así que la productividad d e fitoplancton aguas abajo quede red u cid a; en el N ilo, p o r
SISTEM A S ECOLÓGICOS, PERTURBACIONES Y CONTAMINACIÓN
329
ejem plo, es sólo una fracción de la d ensidad antes de la presa (H am m erton, 1972). Los sistem as biológicos aguas abajo quedarán, sin d u d a, alterados com o resultado de tales cam bios en el sum inistro d e alimento y en el entorno fisicoquím ico. Los cambios p ro v ocad o s p or la co n stru cció n de presas no están restringidos solam ente al sistem a flu v ial local. H istóricam ente, la d escarg a anual de agua du lce del N ilo al M editerráneo era de 62 k m 3, pero después del cierre de la gran p resa de Assuan el caudal anual se redujo a un 10 por 100 d e esa c ifra (H argrave, 1991). Tam bién hubo una traslación en el caudal punta desde la estación lluviosa de otoño a los m eses de invierno. E sto alteró las condiciones físicas y quím icas en !a parte sudeste del m ar M editerráneo cerca del delta del N ilo. L o s sedim entos atrapados tras la p resa norm alm ente reponían los sedim entos erosionados del d e l ta de] N ilo por el m ar, a sí com o arrastraban nutrientes a los ecosistem as litorales. E i resultado de estos cam bios fue doble (H argrave, 1991): en prim er lugar-, la erosión gradual del d e lta d el N ilo, con los subsiguientes cam b io s en los canales de navegación y, en segundo lugar, un descen so en la p ro d u ctiv id ad de las aguas costeras y el consiguiente descenso en p esq u erías im portantes (Fig. 5.7). T a m bién se especuló con que la reducción en la aportación d e agua dulce al M e d ite rráneo podría dar lug ar a la pérdida de la barrera de agua d u lce a través del extrem o norte del canal de S uez al m ar R ojo y así producir un m ovim iento de especies entre los dos m ares (H am m erton, 1972). Los efectos en cascada co n co m itantes en la flora y fauna de uno u otro m ar dependen de la dirección principal de la invasión de especies. A sí vem os la im portancia del en lace e n tre los eco siste m as de agua dulce y m arinos.
El efecto de la gran presa de A s su a n sobre la descarga anual del río Nilo al m ar Mediterráneo y los cam bios subsiguientes en las pesquerías de sardinas y gam bas (según Wadi, 1984). Figura 5.7.
330
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
5.3. SISTEMAS MARINOS Los océanos cubren algo m ás del 70 p o r 100 de la sup erficie del globo. Sobre la tierra, la vida existe sólo en un estrecho venero, aden trán d o se sólo una distancia relativam ente pequeña en el suelo y h ac ia la atm ósfera. E n los océanos, existe vida desde la superficie h asta las partes m ás profundas (unos 11.000 m etros). M ás de la m itad del globo se en cu en tra b ajo 4.000 m etros de m ar, el m a y o r ecosistem a del m undo, conocido com o el abism o, d onde hay una p erm an en te oscuridad, una tem peratura constante de ap ro x im ad am en te 4 °C y se ex p erim en ta u n a presión constante por encim a de 4 0 0 atm ósferas. E l m ar profundo, sin em bargo, está poco explotado com ercialm ente, aparte de la m in ería de los a m enudo abundantes n o dulos de m anganeso. E s p ro b ab le que a m edida que Jos recursos terrestres se agoten, el m ar profundo atra ig a m ás ex ploración y, cuan d o se h ay a n desarrollado las tecnologías apropiadas, lle g u e a estar m ás explotado. N atu ralm en te, los m ares son de un a gran im portancia p a ra los seres hum anos p ara la alim entación. H abría de tenerse en cuenta, sin em b arg o , que m ás del 95 p o r 100 del pescad o (natural y de cultivos) y del m arisco se captura en las plataform as co n tin en tales, que sólo alcanzan al 8 p o r 100 de la superficie del m ar. Las secciones sig u ien tes esbozan algunas de las principales características de los ecosistem as m arinos y discuten el im pacto de las diversas p ertu rb acio n es n aturales y antropogénicas.
5.3.1. Temperatura U na de ¡as características m ás sobresalientes de los océan o s es su u niform idad en las propiedades fisicoquím icas. L as tem peraturas oscilan entre a lred ed o r de 0 °C en las latitudes altas (un m ín im o de - 2 °C en las aguas p ro fu n d as del A rtico) a + 30 °C en las aguas tropicales poco profundas (hasta 35°C en el golfo Pérsico), un intervalo de sólo 30 a 37 °C. E sto se co m p ara con un in terv alo d e 145 °C en los ecosistem as terrestres, q u e sufren tem peraturas d esd e - 8 8 °C en la A ntártida hasta +57 °C en el desierto libio.
5.3.2. Salinidad L a cantidad total de m ateria inorgánica disu elta en el agua de m ar se llam a salini dad y suele ser, aproxim adam ente, del 3,5 p o r 100 o 35 partes p o r m il. En el m ar abierto, donde hay po ca llu v ia y la evaporación es alta, las salin id ad es pueden aum entar hasta 37 partes p o r m il, p o r ejem plo, en el m a r de los S argazos. P o r otro lado, en el Á rtico en verano, el deshielo p u ed e red u cir la salinidad h a sta 30 partes p or mil. L as aguas in terio res son u n p oco m ás v ariables, con salinidades que alcanzan las 40 partes p o r m il o m ás en el M editerráneo- oriental y el golfo de A rabia, debido a las altas tem peraturas con la co n sig u ien te evaporación y poca escorrentía de agua dulce, y un m ínim o de 5 p aites p o r m il en el B áltico norte, donde hay un a considerable aportación de grandes ríos co m b inad a co n tem pera turas relativam ente bajas.
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PER T U R B A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
331
El agua de m ar no es sim plem ente «agua salada» sino una su stan cia extrem a damente co m p leja que contiene todos los cationes y aniones q u e se dan en la naturaleza (B roecker, 1974). L os solutos m eteorizados o disgregados de Jas rocas entran al m a r co n el agua dulce drenada desde la tierra. L os prin cip ales cationes son sodio, m agnesio , calcio, potasio y estroncio; los principales aniones son clo ruro, sulfato, brom uro y bicarbonato, que en conjunto constituyen .el 99,9 po r 100 de la m ateria disuelta. E sta com plejidad dista de ser irrelevante p a ra los anim ales y plantas q u e v iv en en el océano. M uchos elem entos traza son necesarios para el adecuado funcionam iento de los organism os m arinos. P o r ejem plo, lo s tunicados, animales m a rin o s sésiles a m enudo conocidos como ascidios de m ar, necesitan vanadio, q u e extraen del agua de m ar p ara incorporarlo a la sangre. El agua de m ar co n tien e tam bién sustancias orgánicas extraídas d e las m em branas de los organism os, secreciones y excreciones, antibióticos y dem ás, que son necesarios para la su p erv iv en cia de m u ch o s organism os m arinos. A sí que el agua d e m ar se puede ver com o una sustancia extraordinariam ente com pleja, lo cual se debe tener en cu en ta cuando m ás adelante exam inem os la co n tam inación en sistem as m arinos en el C apítulo 6.
5.3.3. Estratificación y productividad L a tem peratura y la salinidad com binadas influyen en la densidad del agua de m ar y, en m u c h a m enor m edida, lo hace la presión, que aum enta con la profundi dad. El hech o d e que la d en sid ad del agua de m ar varía con la tem peratura tiene im portantes consecuencias p ara la p roductividad prim aria en los océanos. En las latitudes b ajas donde la superficie del m ar se calienta con el sol m ás o m enos a lo largo del año, se establece u n a estratificación térm ica análoga a la de los lagos, de forma que el agua caliente de la supex'fície flo ta sobre el agua m á s fría y más densa con u n a term oclina entrem edia. A m ed id a que se descom ponen las plantas y los anim ales, se hunden y los nutrientes que los constituyen no se reciclan a la s capas superiores, y así los nutrientes se convierten en lim itantes, a p esar de la abundante lu z p ara la fotosíntesis. P or esta razón las aguas tropicales son relativa m ente im productiv as (K oblentz-M ishke et a l , 1970) y es p or eso por lo que siempre aparecen tan claras y azules. E n las latitudes altas, no hay estratificación porque las ag u as superficiales están frías y a tem peratura m uy parecid a a la de las aguas p ro fundas. E n su lugar hay u n a m ezcla continua que trae a Jos nutrientes de vuelta a la superficie. En los veranos de largos días de las latitudes altas, hay gran cantidad de so l y m uchos nutrientes así que la productividad es m uy alta. Es la riqueza de las frías aguas d el Á rtico y del A ntártico lo que p erm ite q u e florezca gran núm ero de focas, m orsas y enorm es ballenas. Las aguas tem pladas son inter medias entre am bo s extrem os, actuando com o los trópicos en v erano y com o las latitudes altas en invierno (T abla 5.3). D orante el verano se establece la estratificación térm ica en las aguas tem pla das, y una v e z utilizados lo s nutrientes de las aguas superficiales no se reponen, cando lugar a un a baja productividad. E n otoño, las aguas superficiales com ien zan a enfriarse, perm itiendo cierta m ezcla con las aguas profundas ricas en nu-
332
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
T a b la 5 .3 .
Cam bios estacionales en la productividad en a g u a s tem pladas
Estación
.'j-
’V
, Nutrientes.
. Productividad
Primavera
Aumentando
Alta
Alta
Verano
Alta
Baja
Baja
Otoño
Disminuyendo
Reciclando
Moderada
Baja
Alta
Baja
Invierno
:
Factores limitantes en negrita. trientes, pero aproxim adam ente al m ism o tiem po la can tid ad de lu z so la r cae, así que en el m ejor de los casos sólo p uede o b tenerse u n ligero in crem en to en la productividad. E n in v iern o los bajos n iveles de lu z son un factor lim itan te, pero, llegada la prim avera, los n iveles de lu z aum entan y h ay ab u n d an cia d e nutrientes disponibles, lo cual lle v a a u n florecim iento del fito p lan cto n en prim avera, que dura h asta q ue se estab lece la term oclina y los n u trien tes se agotan. E ste m odelo de productividad es an álo g o al de m uchos lagos d e tem p eratu ra tem plada.
5.3.4.
pH
A l co ntrario que en aguas dulces, el pH del agua de m a r varía sólo en tre un pH de 7,5 y 8,4, produciéndose los valores m ás altos en la superficie d u ra n te periodos de alta productividad cuan d o se retira el dióxido d e carb o n o d u ran te la fo to sín te sis. E l au m ento de tem p eratu ra o p resió n produce un lig ero descenso en el p H y a alta presión, por debajo de 6.000 m etros, el carbonato cálcico p a sa a solución. A sí que los depósitos calcáreo s están visiblem ente au sen tes en las p ro fu n d id ad es del m ar, y lo s bivalvos de p ro fu n d id ad (m arisco) tien d en a ten er co n ch as débilm ente calcificadas, al igual q u e los p eces de p rofundidad tienen esq u eleto s débilm en te calcificados. Son las p ro p ied ad es tam pón del a g u a de m ar, re su ltan tes de la presencia de bases fu ertes y ácidos débiles (H 2C 0 3 y H 2B 0 3), las q u e m antienen el pH .
5.3.5.
Oxígeno
Las propiedades m ezclado ras de los océanos al con trario que en lo s lagos, operan a escala global, y proporcio n an oxígeno a todas las p rofundidades, in cluyendo las simas m ás profundas, a sí que raram ente el oxígeno es un facto r lim itan te. E sto no quiere d ecir que el o x íg en o esté u n iform em ente d istribuido. H ay, p o r ejem plo, una cap a m ínim a de o xíg en o aproxim adam ente e n tre 400 y 1.000 m etros. L os m ares cerrados com o el M ed iterrán eo pueden ex p erim en tar deso x ig en ació n a ve ces, al ig u al que los fio rd o s noruegos. El m ar N eg ro , separado d el M editerráneo por el B osforo, está perm anentem ente en reposo p o r debajo de los 2 0 0 m , y p o r lo tanto desprovisto de vida anim al, aunque se m ultipliquen las bacterias anaerobias.
SISTE M A S ECO LÓGICOS, PE R TU RB A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
333
5.3.6. Circulación Por tanto, los océanos en general e stá n bien oxigenados, con una tem peratura, composición q u ím ica y pH relativam ente hom ogéneos. E sta naturaleza b en ig n a depende de las p ropied ad es de los o céa n o s que vienen p roducidas por los siste mas de com entes g enerad o s por la a cció n de los vientos so b re la superficie d e las aguas y las diferencias en la densidad del agua de mar q u e resultan de las v aria ciones en salinidad. L a dirección en la q u e fluyen las corrien tes superficiales está afectada principalm ente p o r el efecto C orio lis y la form a d e las m asas terrestres. A l rotar la T ierra sobre su eje, lo s p u n to s situados a d iferentes latitudes giran a diferente velocidad. L a velocidad ro tacio n al es proporcional a su distancia d e s de el eje de rotación y oscila entre 0 lem/h en los polos a 1.600 km/li en el e c u a dor. El resultado d e esto es que los o b je to s rolan a la d erech a de su ruta p rev ista en el hem isferio n o rte y hacia la iz q u ie rd a en el hem isferio su r — esto es el efecto de C oriolis— . L o s sistem as de vien to s prevalentes inician el m ovim iento en la superficie del agua al transm itir e n e rg ía a la capa sup erficial p or esfuerzo de fricción. Los vien tos alisios que so p lan del noreste en el hem isferio norte y del sureste en el hem isferio sur forman lo s principales giros del océano (corrientes circulares, Fig. 5 .8 ). E stos giros, d e b id o al efecto de C oriolis, son en el sentido de las agujas del reloj en el hem isferio n o rte y contrarios a las agujas del reloj en el hem isferio sur. : N aturalm ente las co m en tes su p erficiales se han conocido y se han rep resen ta do en m apas durante siglos, m ientras q u e las corrientes de aguas profundas sólo se han identificado en tiem pos relativam ente.recientes. L as c o m en tes sup erficia les transm iten su energ ía capa a cap a a las aguas más p rofundas y cada cap a se m ueve con m en o r velocidad p rogresivam ente hacia la d erech a en el hem isferio norte y hacia la izq u ierd a en el h em isferio sur. Esto se co n o ce com o la espiral de Ekm an según el oceanógrafo danés q u e lo describió p o r prim era vez. T o d a la energía del viento se agota a p rofundidades entre 100 y 2 0 0 m. El transporte neto de agua en una espiral de Ekman es d e unos 90° a la d erech a (hem isferio n orte) o hacia la izquierda (hem isferio sur) y se denom ina tran sp o rte de Ekman. L as com en tes superficiales m u ev en sólo aproxim adam ente los 200 m su p e riores del agua, pero las com entes m ás profundas se inician en parte p o r las diferencias en densidad y en parte p o r corrientes em ergentes. Fosos de agua a lta m ente salada y/o fría, y, p or tanto, d en sa, para ser reem plazada por agua m en o s salada y/o cálida. L as corrientes p ro fu n d as en el A tlántico, por ejem plo, son el resultado del m ovim ien to de agua fría d e la Antártida h acia el norte por el fo n d o del m ar y agua de la fosa ártica v ertién d o se sobre la b a ja de W yville-T hom son y fluyendo hacia el su r (Fig. 5.9). L a c o m e n te em ergente sé produce cuando los vientos soplando desd e tierra alejan de ésta a las aguas superficiales. E ntonces las aguas profundas afloran para reem p lazar al agua superficial. L as com entes oceánicas son de g ran im portancia po rq u e adem ás de m ezc lar las aguas y p roporcio n ar un hábitat fisicoquím ico uniform e para la vida m arin a, tam bién traen los nutrientes de las p la n ta s a la superficie donde tiene lu g a r la fotosíntesis, distribuyen los anim ales en estado larvario q u e están adheridos al fondo, distribuyen el plancton y g o b iern an la m igración de anim ales m arinos a
334
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L Aire descendente Vientos del este (vientos polares del noreste}
A ire a s c e n d e n t e
A ire d e s c e n d e n t e
A ire a s c e n d e n t e
A ire d e s c e n d e n te
A ire a s c e n d e n te
• Vientos de! este \ (vientos polares del sur)
A ire d e s c e n d e n te
Figura 5.8.
S is te m a s de v ie n to s (línea d isc o n tin u a ) y c o rrie n te s s u p e rfic ia le s (línea c o n tin u a ) del o c é a n o A tlán tico .
las zonas de desove. L a v e lo c id ad de las c o m e n te s de fo n d o tie n e tam bién u n a influencia d irecta sobre la n a tu rale za de los sedim entos del fo n d o y, p o r tanto, sobre las com unidades b en tó n icas (que viven en el fondo). Ig u al q u e en los río s y arroyos, cuando las co m e n te s so n lentas se acum ulan los sedim entos finos, m ie n tras que cuando son rápidas el fo n d o consiste en graveras d e co n ch a y o tras su s tancias gruesas.
5.3.7. Olas O tra característica de los o céa n o s es la p resen cia del o leaje. E n la sup erficie las olas suelen pro d u cirse p or lo s vientos. E n una o la m óvil de agua profunda, las
SISTE M A S EC O LÓ G IC O S, PERTU RB A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
337
mas son resilientes. L as costas tropicales están dom inadas p o r coral m ás que por algas y los arrecifes de co ral tiene u n a estructura definida, incluyendo zo n as de raíces cem entadas con fuerza y canales d e escape para su a v iz a r lo s efectos de los rom pientes y del fuerte oleaje. E n c u alq u ier caso cu a n d o los huracanes o los ciclones golpean un arrecife, puede pro d u cirse una destrucción m asiva, qued an d o el coral destruido no sólo p or la fuerza del oleaje sino p o r la abrasión de la arena y de las piezas de coral roto. C uando estas torm entas azotan el lado de sotavento (es decir, el lado opuesto a lo s vientos d o m inantes) de un ato ló n de coral, q u e está m enos protegido, los daños pueden ser particularm ente im p o rtan tes. Los arreci fes m uy dañados pueden precisar de m u ch o s años para recuperarse. D ada la constancia relativa de los am b ien tes marinos, lo s organism os m arinos son relativam ente estenotópicos en su fisio lo g ía (tienen escaso s m árgenes d e to lerancia); así q u e los pequeños cam bios en el entorno p u e d e n producir grandes efectos. M uchas zonas tropicales de los m ares del m undo h an sufrido la d estru c ción m asiva de corales. L o s corales q u ed an decolorados en blanco d ebido a la m uerte de las algas sim bióticas que v iv en entre sus m em b ran as y esto a su vez lleva a la m uerte del coral. Se considera q u e la así llam ada «m uerte blanca» es un resultado de las altas tem peraturas p ro d u cid as por la O scilació n Sur del N iño (ENSO: cam bios cíclicos en la fuerza de la corriente que m o d ifican el sistem a de corrientes y así afectan.al clim a.global). A sí com o los c am b io s en la E N S O p u e den ser totalm ente natu rales, tam bién h a y la posibilidad d e q u e sean una p rim era advertencia del calentam iento global in d u cid o por el h o m b re y de que ten g an su m ayor efecto en los sistem as tropicales q u e son menos re silien tes a tales cam bios am bientales a gran escala.
5.3.9. Perturbaciones antropogénicas Los sistem as m arinos, d ad o su tam año, están protegidos co n tra las perturbaciones y el hom bre siem pre ha considerado a los océanos com o g ran d es vertederos para una gran v ariedad de desperdicios. Sin em bargo, ahora estam o s tom ando con ciencia de q ue tan caballerosa actitud h acia los m ares n o e s aceptable p o r m ás tiempo. R ecuérdese el griterío internacional cuando Shell Oil pretendió tirar como chatarra una de sus plataform as o b so letas del m ar del N o rte en el A tlán tico norte. Los p roblem as de infecciones víricas al bañarse en p layas afectadas por aguas residuales han m ostrado de cerca los peligros reales e inm ediatos d e co n ta m inar las aguas litorales. El descubrim iento de PCB (b ife n ilo sp o lic lo ra d o s) en pingüinos del A ntártico y de residuos d e plom o en el h ie lo del A rtico h a d em o s trado claram ente que la contam inación m arin a es un p ro b lem a global que req u ie re la cooperación de todas las naciones. A escala local, los am bientes m arinos pueden dañarse p o r trabajos de in g en ie ría com o vías en zonas pantanosas, puentes y demás. Un a rrecife rico y d iverso en Florida se convirtió irrevocablem ente en un biotopo de b a ja diversidad, fan g o so y dom inado por las algas debido a la construcción de una carretera por un pantano que alteró el régim en de circulación. El drenaje de arenas, gravas, etc., para u r b a jos de ingeniería tam bién daña seriam ente los hábitats de aguas poco profundas.
333
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Los drenajes y rellenos, p o r ejem plo, han causado m ás d e stru cció n de hierbas m arinas que cu alq u ier otra actividad h u m an a, y eso que los lech o s d e hierbas son de considerable im p o rtan cia com o zo n as de crecim ien to p ara las c ría s de peces, incluyendo m uchas especies co m erciales, y u n a can tid ad c o n sid erab le es arrastra da m ar adentro d o n d e sirve de alim en to p ara u n a varied ad d e organism os d e alim entación superficial y b en tó n ico s (Z iem an et a l , 1979). Igual que en lo s sistem as terrestres y de agua dulce, h em o s transportado e introducido especies ajenas en m u ch as zonas de la tierra, el tra n sp o rte po r m ar h a traído especies naturalizad as a m uchas partes del m undo (C h ap m an y C arlton, 1991), a m enudo d esd e reg io n es m uy distantes, p o r ejem plo, la la p a de N u ev a Z elanda a E u ro p a (C risp, 1958). Se h a estim ado q u e la b io m asa d e los anim ales introducidos en el agua de S o utham pton en el R ein o U n id o es m a y o r que la d e las especies nativas. E l efecto que ello p u ed a significar en los sistem as m alinos n o h a sido evaluado. L a ap ertu ra del canal de S uez p u so d e nuevo al océano ín d ico en contacto con el M editerráneo p o r p rim era v ez d esd e el cierre de Á frica con E u ro p a hace m ás de 50 m illones decanos. Al p rincipio, la alta salin id ad de los g ran d es lagos salados evitó qu e los organism os m arin o s inm igrantes hicieran el v iaje e n tre el m ar R o jo y el M editerráneo, pero a m ed id a que se lavaba la sal de lo s lag o s, los anim ales com enzaron a en trar y co lo n izar el M ed iterrán eo desde el m a r R o jo (Por, 1978; V enneij, 1978), p e ro curio sam en te casi ninguno h a hecho el v ia je contrario. L a razón p ara esta p o larizació n no está clara, p ero p u ed e ser el resu ltad o de un fallo en el establecim iento d e u n a n u ev a z o n a m ás que en lleg ar allí. Si lo s organism os del m ar R ojo tienen u na ven taja com p etitiv a sobre los del M ed iterrán eo , entonces pocas especies del M editerrán eo serían capaces d e estab lecerse en el m ar R ojo. Esta posibilidad p reocupó a los científicos cuando se consideró la construcción de un can al a n iv el del m a r en P anam á. Se co n sid erab a q u e las especies del Caribe eran com petitivam en te superiores a las del Pacífico este. S i se ponían en contacto los dos m ares, y si la h ip ó tesis sobre la com petitiv id ad relativ a era c o rrecta, el efecto so b re la fau n a del P acífico este h ab ría sido desastroso.
5.4. ECOSISTEMAS TERRESTRES Los ecosistem as terrestres se caracterizan p o r su v egetación — la alfom bra d e vida vegeta] que cubre el terreno y que le confiere u n a estru ctu ra tridim ensional al hábitat— . L a estru ctu ra vertical co n siste en las d iferentes capas o estratos d e vegetación — un b o sq u e tropical tien e u n a estru ctu ra v ertical m uy co m pleja c o m parada con un sencillo pastizal o tu n d ra— . T am bién hay un co m p o n en te vertical con diferentes m anchas de com binaciones de diversas especies, c a d a una con su propio grado de estabilidad . T am bién hay u n elem ento tem poral en la naturaleza de 1a vegetació n en un lu g ar d eterm inado, así com o en sam b lajes pioneros de algas efím eras en terrenos n o cultivados o pertu rb ad o s cam bian gradualm ente a bosques de clím ax con un com p lejo entram ado de form as de v id a y de capas. L as zonas en qu e la vegetación crece en condiciones am b ien tales sim ilares y con análogas h isto rias de cam bio am b ien tal se suelen p a re c er u n as a otras en
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PE R T U RB A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
339
com posición y estructu ra (M iles, 1979); esto conduce a la id e a del biom a d e sc rito en el Capítulo 2. Sin em bargo, ¿qué factores am bientales son los m ás im portantes?
5.4.1. Temperatura y humedad L a tierra se calienta y se en fría m ucho m ás rápidam ente que el agua, así q u e los h áb itats terrestres tien e n m ayores fluctuaciones diarias y estacionales de te m p e ratu ra. De modo q u e d esd e una perspectiva global, la d istribución de la v e g e ta ción se puede aso ciar con la tem peratura (K rebs, 1985). Sin em bargo, a nivel de las especies individuales de plantas, el efecto de la tem peratura está d e fin id o m en o s claram ente. E n los clim as fríos, las p lantas han evolucionado con a d a p ta cio n es para hacerse a las bajas tem peraturas, pero no pued en anticipar las c o n d i cio n es inusuales, a sí q u e las heladas tard ías de prim avera, p o r ejem plo, p u ed e n p ro v o c a r serios daños a plantas de zonas tem pladas. El efecto d e la tem peratura en lo s anim ales p arec e un poco más m arcado, pero de nuevo a nivel global m ás qu e local. Es probable q u e la tem peratura afecte más a los p atro n es de activ id ad de lo s anim ales qu e la distribución p e r se. L a humedad, so la ó en conjunto con la tem peratura, es probablem ente el fa cto r físico más im portante que afecta a la ecología de los organism os terrestres. L a m ateria viva es totalm ente dependiente del agua. Los organism os terrestres p ierden agua p o r evaporación y tam bién en la ex creción de los p ro d u cto s residuales. L a h um edad del aire ju e g a un papel preponderante en la p érdida d e agua a través de 1a piel o de los pulm o n es de los anim ales y p o r las hojas de las plantas. L as p érd id as de agua se pued en contrarrestar reduciendo la p érd id a desde las su p e rfi cies evaporativas (p o r el com portam iento, p o r alteración d e los periodos de a c ti v idad, color y form a del cueipo, o m ed ian te la posesión de una cutícula im p e r m eable, etc.) y m edian te secreción de residuos m ás secos (ácido úrico en v e z de orina). A lternativam ente, los pequeños anim ales pueden evitar el problem a m a n te n ién d o se en am bientes húm edos. Los anim ales pueden o b ten er agua beb ién d o la o de los alimentos y las plantas la obtienen desde el suelo. L a disponibilidad de agua es crítica y las sequías se producen cuando no hay presencia o disponibilidad de las cantidades adecuadas de agua (por ejem plo, helada en el suelo). D e hecho las p la n tas difieren m arcadam ente por su habilidad p ara tolerar la sequía y la inundación. L os niveles de tem peratura y hum edad interaccionán enorm em ente — a m e d i d a q u e aum enta la tem peratura lo hace la tasa de evaporación— . D e h ech o , la distribución global d e los principales bio m as se puede ex p licar p o r el efecto c o m b in ad o de la tem peratura y la precipitación inedia anual (B egon et a l, 1990). El v ien to tam bién pued e influir sobre las tasas de evaporación y el efecto de la interacción de estos tres factores queda claram ente ilustrado p o r la línea de árb o les cuando uno escala con altitud. L a tem peratura decae con la altura, la llu v ia dism inuye y la velocid ad del viento au m en ta pero la hum edad del suelo se re d u c e d ebido a las heladas. D e ahí se deriva la desecación del ag u a o sequía por h e la d a y es el determ inante prim ario de la lín ea de árboles en las m ontañas. La F ig u ra 2.10 en el C apítulo 2 proporciona u n a b u en a ilustración del papel de la te m p e ratu ra y hum edad en la distribución d e las com unidades de plantas.
340
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
5.4.2. Luz, nutrientes y suelos L a luz es vital p a ra la fotosíntesis. En gen eral las p lantas son tolerantes a la som bra o intolerantes, dependiendo de su habilid ad para fu n c io n a r eficientem en te a bajos niveles de luz. B ajo zonas densas de som bra n o rm a lm e n te hay poca vegetación en el terreno. E sto se suele atribuir a la falta d e lu z q u e llega al piso del bosque, pero tam bién pued en ju g a r su p ap el la com p eten cia e n tre las plantas p o r el agua del su elo y sus nutrientes. T o d as las plantas n ecesitan el m ism o con ju n to básico de n utrientes esenciales que in clu y en P, N , M g, F e , S , K y Ca, pero no utilizan los n u trien tes en las m ism as p roporciones, de a h í q u e el tipo de suelo pueda afectar a la distribución d e las plantas. A su vez los su elo s se ven afectados por las plantas q ue crecen en ellos. A unque es cierto que la m a y o ría de las plantas tienen una tolerancia b astan te am plia a los tipos de suelos (K rebs, 1985), algunas especies están restringidas a suelos específicos. Los pantanos, p o r ejem plo, son m uy pobres en n itrógeno, pero algunas especies de plantas c o n tie n en nodulos en sus raíces que co n tienen bacterias capaces de fija r el n itró g en o atm osférico en nitratos utilizables p o r la planta. E l pH del suelo tam bién p u e d e e je rc e r una fu erte influencia sobre el tipo de vegetación ya sea directam ente m e d ia n te los niveles de acidez o indirectam ente a través de la in flu en cia sobre la disp o n ib ilid ad de n u trientes y la concentración de m etales tóxicos. P o r ejem plo, p o r debajo de pH 4 a 4,5, los suelos m inerales contienen altas concentraciones de form as orgánicas de alum inio, tóxico p ara m uchas plantas.
5.4.3. La influencia de la humanidad E n buena parte del m undo, la vegetación n o es natural, sin o q u e es sem inatural com o resultado de las actividades de la h um anidad. El ejem p lo m ás obvio es el cam bio de bosque tropical a tierras pobres de pastoreo en g ran d es extensiones de Á frica y Sudam érica. Sin em bargo, lo que n o siem pre se tien e en cuenta es que m uy poco de lo q ue llam am os «cam piña» en E uropa es re a lm en te la vegetación natural de la región. Es el resultado de cientos de años de m an ip u lacio n es, tala de árboles, pastoreo intensiv o del ganado vacuno y lanar, aplicación de fertilizantes y otras actividades. E lim in ar las presiones agrícolas de la m a y o r p arte de E uropa y N orteam érica p robablem en te llevaría a una vuelta de los b o sq u e s naturales que en una época cubrieron estas grandes extensiones de terreno. N o se debería ig n o ra r el papel de la hum anidad en la form ación de hábitats terrestres.
5.4.4. Cambios naturales en la vegetación terrestre y perturbaciones L a vegetación e stá en un estado natural d e flujo. Se p ro d u c e n fluctuaciones a corto plazo, reversibles, alrededor de un cierto estado m ed io de form a estacional o quizá de form a anual, con diferencias en tre las esp ecies constituyentes que
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PER T U R B A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
341
responden a fluctuaciones en las condiciones am bientales. En u n m arco espacial amplio, se producen cam b io s sucesivos q u e alteran notablem ente la apariencia de la vegetación con el tiem p o . Estos cam bios son direccionales desde el estado inicial, e im plican la ap arició n de nuevas especies y la p érd id a d e otras. T o d a la vegetación parece estar su je ta a cam bios sucesivos aunque la v elocidad suele ser dem asiado lenta p ara ser detectable (M iles, 3979). L a sucesión se p uede p ro d u cir en terrenos vírgenes que no h ay an sido influen ciados previam ente p o r la com unidad, p o r ejem plo, en dunas n u ev as de arena, en flujos de lava o en un su strato expuesto a un glaciar en retroceso. E sta sucesión se conoce com o sucesión p rim a ria . Un ejem plo sería la colonización gradual de las dunas de arena, prim ero p o r las hierbas, luego arbustos, luego árb o les y alcanzan do finalm ente su punto álg id o en un h áb itat boscoso. E ste tipo d e secuencia se conoce com o una serie y necesitaría de varios cientos de años p ara com pletarse. En este caso la sucesión tien e lugar deterroinísticam ente ya que cad a tipo sucesi vo de vegetación (o etap a serial) se establece porque el tipo an terio r había m odifi:ado la zona de m odo fa v o rab le para el su ceso r (por ejem plo, en las dunas, la nierba fija la arena/suelo en el sitio), p erm itiendo que enraícen plan tas m ayores; tam bién aum entan los n iv e le s de nutrientes). Esto se conoce c o m o el m odelo de sucesión facilitado (C o n n el y Slatyer, 1977). Sem ejante serie su cesiv a term inaría en una etapa clím ax que se ría estable y autosostenible, supuesto q u e las condicio nes no cam bian sensiblem ente. T eóricam ente, si el estado Final q u ed a destruido por u na perturbación d e algún tipo, el p ro ceso se repetiría y se restauraría la mism a vegetación de la e tap a final (M iles, 3979). Si la vegetación se elim in a parcial o totalm en te por una perturbación, la suce sión consiguiente se co n o ce com o una sucesión secundaria, y p u ed e que no fun cione com o en el m odelo facilitad o debido a los restos del banco d e sem illas en el suelo. E n este caso, los c am b io s subsiguientes en la vegetación se p u ed en deber a tasas de crecim iento d iferen cial, reproducción o supervivencia de las especies presentes. L as especies h erb á ce a s pueden crecer prim ero hasta su tam año total, m ientras otras especies só lo aparecen com o sem illas o plantones. L u eg o m ueren las hierbas anuales y p asa n a dom inar las gram íneas, con p resen cia de plantas leñosas, pero sólo en fo rm a m en o r o durm iente. A m edida que d ecae cada etapa sucesiva, p asa a dom inar u n nuevo grupo de especies presentes d e sd e el princi pio, hasta que finalm ente se lle g a al estado de clím ax, por ejem plo, un bosque. El cambio gradual es (a) o un resultado de que las diferentes especies tienen diferen tes estrategias para ex p lo tar los recursos, y las especies posteriores son capaces de tolerar' m enores niveles d e recursos, creciendo hasta su m adurez en presencia de las especies anteriores y expulsándolas (el llam ado m odelo d e sucesión de tolerancia), o (b) debido al h ech o d e q u e cada especie puede re sistir la invasión de sus com petidores (com o p o r ejem plo m onopolizando los recursos com o la luz), pero las especies posteriores se acum ulan gradualm ente reem plazando los indivi duos de las anteriores p o b lacio n es a m edida q u e m ueren (m odelo de inhibición) (Connel y Slatyer, 1977). E n la Figura 5.11 se dan ejem plos de sucesiones influi das por los procesos d escrito s en los tres m o d elo s de Connel y Slatyer. Frecuentem ente, la v eg etació n no puede lleg ar a la etapa de clím ax debido al im pacto de diversos ep iso d io s'd e perturbación catastrófica que im piden laesta b i-
342
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
“ ■p
* D e p ó s ito d e arcilla g la c ia l (su e lo d e fic ita rio s n n u trie n te s )
T
♦Hierbas anuales
Roca limpia
1 año
i
‘ M u s g o s D ryas (h ie r b a s d e raíz p o c o p ro fu n d a }
*U lv a (a lg a v e r d e p io n e ra ) ♦ H e rb á c e o s p e r e n n e s (p, ej., A s te r )
í
♦ E s p e c ie s de s a u c e (S a lix } (c re c im ie n to le n to p r im e r o , lu e g o a rb u s to s )
5 años
^ A r b u s to s
I 50 a ñ o s
a lim e n to d e _ c a n g r e jo s _
A
♦ A lg a s r o ja s G ig a rtin a le p to h y n c le G eU dinía c o u J te rí
* A liso {A l n u s ) h a s ta 3 m , a lg o d o n e r o s s u e lto s (pH s u e lo 8-5) 25 años
100 a ñ o s
_P e r tuyrb a c ió nn
♦ Á rb o le s d e s u c e s ió n jo v e n ( ju n ip e r s a s s a f ra s )
* A b e to d e Sitka {Picea) ’ A liso B o s q u e m ix to
J M u e rte , p e rtu r b a c ió n j
60 a ñ o s
±
i 200 a ñ o s * A b e to d e Sitka B osque de - ► S u e lo s T su g a h ú m edos, (C lim ax) d r e n a je p o b r e
* G ig a rtin a c a n ic u ia ta *A rb o le s d e s u c e s ió n ta rd ía (ro b le , h ay a) (c) In h ib ic ió n ( s u c e s ió n d e m a n c h a s d e a lg a s ) (2-3 a ñ o s )
y i
M usg os S fag n o , pH d e s u e lo a c id u la d o
I
ib) T o le ra n c ia (su c e s ió n a n tig u a )
y ' C ié n a g a (a) F ac ilita c ió n (tra s r e t r o c e s o glacial)
Figura 5.11.
E jem p lo s d e s u c e s io n e s in flu e n c ia d a s p o r los tr e s m o d e lo s de C onnell y S la ty e r (1977).
lidad a lo largo de u n a escala de tiem po m ay o r que el período d e v ida de las especies prim arias, p o r ejem plo, lo que se aprecia en los pastos d e las grandes planicies y buena parte del b o sq u e natural de N o rteam érica (M iles, 1979). Estas perturbaciones se encuadran en tres tipos distintos: 1.
2.
P rocesos fisiográfico s o geom órficos que crean zonas de colonización p o r otras especies, incluyendo: erosión litoral y de otros suelos p o r el agua, m ovim iento del suelo debido a la gravedad (corrim ientos de tien’as, avalanchas, caíd a d e rocas), ríos en m eandros, em barrado de lagos y es tuarios, deposición d e m aterial p o r los glaciares, erosión y deposición de suelo por el v ien to , erupciones volcánicas y avenidas. P rocesos clim áticos q u e inician el cam bio de vegetación, incluyendo: sequías, incendios debidos a rayos, árboles derribados p o r el v iento, fríos d el invierno y h elad as de principios de otoño o fin de prim av era, torm en tas y cam bios clim ático s a largo plazo.
SISTE M A S EC O LÓ G IC O S, PERTU RB A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
3.
34 3
Procesos b iótico s que co n d u cen a la m uerte de las plantas y que crean espacios p a ra que los colonicen nuevas especies, incluyendo: el efecto de otras plantas (com petencia), pastoreo por los anim ales, enferm edades de plantas y epidem ias.
C laram ente, la frecuencia d e estas perturbaciones en relación co n el tiem po que queda para la secuencia su ceso ria com pleta determ inará si la com unidad llegará a alcanzar un clím ax estable o no. Las perturbaciones frecuentes pueden m antener al ecosistem a en un estado jo v e n desde el p u n to de vista d el desarrollo: t 'e suele ser el caso en los llam ad o s sistem as terrestres gestionados asociados con la agricultura, ocio, etc. Q ue esto sea o no una «bu en a cosa» d epende de los objetivos de la g estió n y del valor d e los recursos contenidos en el sistem a. Sin em bargo, no todas las perturbaciones son «naturales», com o las señ alad as ante riorm ente. L as denom inadas perturbaciones «no n aturales» son el resu ltad o de la actividad de las personas. C laram ente, los trabajos d e ingeniería pued en sim ular los procesos fisiográficos y clim áticos, creando zonas p a ra la colonización dentro de una vegetación natural e in ician d o el cam bio de vegetación. L o s procesos bióticos se pueden sim ular directam ente por la gente m ediante el arado, uso de herbicidas, tala de árboles, etc., e indirectam ente m ed ian te el inicio d e incendios, eutrofización de m asas de agua, contam inación e influenciando las presiones del pastoreo. L a contam inación a gran escala también p u ed e estim ular las p erturba ciones clim áticas y producir cam bios resultantes d e la contam inación atm osféri ca, com o en el efecto invernadero. C oncluim os este capítulo concentrándonos en estas perturbaciones indirectas que provienen de la contam inación.
5.5. SISTEMAS ECOLÓGICOS Y CONTAMINACIÓN El m ovim iento de contam inantes y com ponentes tóx ico s a través d el m edio es m uy sim ilar al m ovim ien to de en erg ía y nutrientes p or el ecosistem a y a m ayor escala por la biosfera. E stos pro d u cto s quím icos (conocidos habitualm ente com o contam inantes) pueden producir d añ os a los seres vivos y al am biente. El estudio del m ovim iento de contam inantes a través del m edio se conoce com o ecotoxico¡ogía. Sin em bargo, antes de estu d iar lo s procesos relacionados, d efinam os p ri m ero un contam inante.
5.5.1. Definición y clasificación de contaminantes Un contam inante se define com o « u n a sustancia que aparece en el am biente, al m enos en p ^ ie , com o resultado de las actividades hum anas, y que tie n e un efecto nocivo sobre el entorno» (M oriarty, 1990). P or desgracia hoy día los contam inan tes son parte de nuestro entorno co m o resultado de la industria y de otras activida des. Se estim a q ue h ay unos 63.000 productos q uím icos en uso hoy día (M augh, 1978) y cada año hay m uchos cien to s en desarrollo. El término «contam inante» es un térm ino am plio y se refiere a u n a gam a de com puestos, d esd e una super
344
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
abundancia d e nutrientes que d an lu g ar a un enriq u ecim ien to d e l ecosistem a (véase m ás adelante) a co m p u esto s tóxicos que p u e d e n ser carcin ó g en o s (causan tes de cáncer), m utágenos (cau san d añ o a los g en es) o terato g én ico s (com puestos que causan anorm alidades a los em briones en d esarro llo ). U na de la s clasificacio nes de contam inan tes m ás ú tiles los divide en dos grandes g ru p o s: (a) los que afectan a] m edio físico y (b) los q u e son d irectam en te tóxicos a lo s organism os, incluyendo a la hum anid ad (M o riarty , 1990). C o n ta m in a n te s q u e c a m b ia n el m ed io físico . A lgunos co n tam in an tes no tienen ningún efecto directo ev id e n te sobre los o rg an ism o s v iv o s sino que sim plem ente cam bian el m edio físico de tal form a q u e hacen que la s condiciones sean m en os adecuadas p ara la v id a o inapropiadas p a ra la c o m u n id ad p resente en el ecosistem a en ese m om ento. L a s sustancias o las condiciones pueden haber estado siem pre presentes, p ero ah o ra sus co n cen tracio n es o n iv e le s están altera dos. U n co n tam inante clásico de e ste tipo es el co n tam in an te « d em asiad o de algo bueno». H ay dos buenos ejem p lo s d e este fenóm eno. A escala g lo b a l, el aum ento en los niveles de dióxido d e c a rb o n o atm osférico, aun cuando se tra ta de una gas que es esencial p ara la vida d ad o su papel en la fotosíntesis, p u e d e d a r lu g ar a cam bios globales significativos y p u e d e llevar a u n calentam iento g lo b al (N isbet, 1991). D e la m ism a form a, c u an d o los nutrientes d e p lantas n o rm alm en te lim itan tes com o el fósforo y nitrato se vuelv en su p erab u n d an tes en lo s cu rso s de agua, puede darse un aum ento en la pro d u ctiv id ad p rim aria. C uando e sta m ateria orgá nica prim aria m uere y com ien za a descom ponerse, p u e d e so b rev en ir la desoxige nación del agua y a continuación h ay un d eterioro de la calidad am b ien tal y de la diversidad de especies. En e sto s ejem plos, c u an d o q u ed a alterad o el equilibrio natural en la distribución de e sto s elem entos e n tre las diversas fa s e s de su ciclo biogeoquím icos, hay consecuencias im portantes p a ra el entorno. E n am bos casos, la tasa de cam bio de las co n d icio n es está m uy p o r en cim a de los cam b io s n atu ra les; así que se dañan los eco sistem as — quedan contam inados. C o n ta m in a n te s tóxico s. A lg u n os com puestos, p o r el con trario , afectan d i rectam ente a la salud de los o rg an ism o s y se les d en o m in a contam in an tes tóxicos. Los contam inantes tóxico s in c lu y en una gam a d e co m puestos d esd e m etales p e sados, bifenilos policlorad o s (P C B ) y dioxinas h a sta iones rad iactiv o s. Su toxici dad depende de un núm ero d e factores. C o n cen tra ció n . E s im p o rtan te señalar que a u n q u e hay m u ch o s elem entos que p ueden ser necesarios p a ra los organism os e n cantidades tra z a p ara el fu n cio nam iento fisiológico norm al tam b ién pueden ser tóxicos en g ran d es cantidades: es decir, la toxicidad depende d e la concentración. U n buen e jem p lo de ello son los m etales pesados, com o el co b re y el cinc. N o todos los m etales, sin em bargo, han dem ostrado se r esenciales en concentraciones traza. E l plo m o , el alum inio y el m ercurio no tienen un p a p e l fisiológico c o n o cid o y son altam en te tóxicos para los organism os. E s im po rtan te señ alar que esto s com puestos y m etales deben estar biodisponibles, es decir, en u n a form a que p u e d a ser a sim ilad a p o r el orga nism o, antes de que se conv iertan en tóxicos. L a b io d ispo n ib ilid ad de los com puestos depend e m ucho de su fo rm a quím ica.
SISTE M A S EC O LÓ G IC O S, PERTU RB A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
345
F orm as q u ú n ic a s o especies de los com puestos. L a m a y o ría d e los m eta le s pesados sólo se absorben p o r los organism os individuales y se distribuyen p o r el ecosistem a si están en fo rm a m etilada, en que lo(s) gru p o (s) m etilo (CH-,) se añaden al elem ento y hacen m ás fácil que entre a los organism os. D e la m ism a forma, sólo ciertas especies de m etales con determ inadas carg as son tóxicas p a ra los organism os. P o r ejem plo, la fo rm a concreta de alum inio q u e es tóxica p a ra lo s peces en los arroyos es un tip o denom inado alum inio m onóm ero lábil (H ow ells, 1990), y esta fo rm a sólo aparece a ciertos niveles de pH del arroyo. Por tan to , debe realizarse un exam en com pleto de la form a y «especie» del meta! en c u a l quier contam inante antes de p o d er determ inar su toxicidad. P ersistencia. A lgunos com puestos desaparecen m uy rápidam ente del a m biente y se dice que tiene un perio d o de vida m edia muy corto, es decir, el tie m p o para que desaparezca el 50 p o r 100 del com puesto o p a ra qué se desco m p o n g a a una form a no tóxica. L os herbicidas m odernos entran en e sta categoría. Sin e m bargo, otros com puestos, com o los organoclorados y los bifenilos clorados so n enorm em ente persistentes y se detienen en el entorno d urante décadas, y en a lg u nos casos generaciones. E l D D T es u n ejem plo bien conocido d e insecticida o rg anoclorado persistente que perm anece am pliam ente dispersado p o r los e c o siste mas durante periodos prolongados de tiem po, mucho después de que fu era prohibida su utilización internacional (véase tam bién la T ab la 3.8).
5.5.2. Bioacumulación y biomagnifícación Todos los organism os están com puestos de células individuales y para q u e estas células obtengan nutrientes y elem entos traza esenciales absorben selectivam ente y alm acenan u n a gran variedad de m oléculas. É ste es un proceso natural llam ad o bioacum ulación o bioconcentración. D ada la sem ejanza en tre m uchos c o m p u e s tos tóxicos, en particu lar m etales pesados y elem entos traza esenciales, m u c h a s toxinas que están m ás bien diluidas en el m edio pueden alcanzar niveles p e lig ro sos dentro de las células y m em branas a causa de la bioacum ulación. A lg u n o s de estos com ponentes pueden incluso acab ar en el núcleo de la s células. P o r e je m plo, O ’H alloran y D uggan (1984) han dem ostrado que p a rte del plom o d e un disparo ingerido p o r los cisnes en Irlanda term ina en el n ú cleo de las células del riñón (Fig. 5.12). El aspecto im portante a resaltar aquí es q u e los m ecanism os de bioconcentración son los m ecanism os naturales p o r los q u e las células y de h ech o los organism os obtienen sus nutrientes, elem entos y vitam in as básicos, y q u e sus rutas no son exclusivas de los com puestos tóxicos. La biom agnifícación, p or otra parte, no se produce a n ivel celular sino a nivel del ecosistem a. S uele o currir cuando el com puesto tóxico en cuestión no se ex creta fácilm ente del organism o sino que se alm acena y la carga tóxica d e gran núm ero de organism os en u n n ivel trófico in ferio r se acum ula y se concentra m ás aún p o r un organism o (por ejem plo, aves o peces predadores) en un nivel tró fico superior a m edida que el m aterial va ascendiendo en la cad en a alim enticia. P o r ejem plo, si consideram os el fitoplancton y las bacterias en u n ecosistem a a c u á ti co, estos organism os absorben com puestos tóxicos del ag u a y los sedim entos. El
346
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Figura 5.12. Electromicrografía de la célula tubular de riñón m ostrando una región granular compacta y densa, llamada un cuerpo de inclusión, produci da por p lom o de un cisne envenenado (x 20 000) (véase el texto para los detalles) (de O 'H alloran y D uggan, 1984).
fitoplancton es apresado p o r el zooplancton o p eq u eñ o s peces y éstos capturan y retienen el com puesto de las m u ch as víctim as, generando altas concenu-aciones de toxinas. L os carnívoros su p erio res en la cadena alim enticia, p o r ejem plo, el pescado de captura deportiva (salm ó n o trucha), las aves que se alim entan de peces (m artín pescad o r y garza), y h asta los hum anos, pueden acu m u lar niveles tan altos de toxinas que sufren los efectos de la enferm ed ad e inclu so la m uerte. Uno de lo s ejem plos clásicos de la b io m agnifícación ocurrió en E stad o s U nidos entre 1949 y 1957 en L ag o C lear, C alifornia (M asón, 1993). E l lag o se pulverizó en 1949 con un producto, m uy cercan o al D D T, llam ad o D D D , con objeto de reducir u n a m olestia p ú blica c au sad a por m oscas d e agua no m ordedoras. L a pulverización m ató a m ás del 99 p o r 100 de los in secto s, pero en 1951 casi se había restablecido totalm ente la población. E n 1954, se llevó a cabo un segundo tratam iento utilizando una co n cen tració n m ayor de p esticid a. Poco después de la aplicación d e éste, se encontraron m uertos cierto nú m ero de som orm ujos co m e dores de peces. El nivel de D D D hallado en las av e s m uertas d em o stró q u e el com puesto se había biom ag n ificad o 80 000 veces el n iv el hallado en el agua. El resultado de esta biom agn ifícació n fue una red u cció n sig nificativa en la p o b la ción de som orm ujos de 3000 a 300 individuos a finales de los años 50 (H unt y B ischoff, 1960). En E urop a, el ejem plo de biom ag n ifícació n m ás am pliam ente citado fu e la acum ulación a través de las cadenas alim entarias de D D T que dio lugar a u n a reducción del h alcó n peregrino, un ave p réd ad o ra (N ew ton, 1979).
SIST E M A S EC O LÓ G IC O S, PER T U R B A C IO N ES Y C O N T A M IN A C IÓ N
347
5.5.3. Mezclas de compuestos o contaminantes C om o se m encionó en el C apítulo 2, los organism os no están expu esto s a una so la condición o facto r am biental sino a m uchos sim ultáneam ente. D e la mism a fo r ma, los organism os raram ente están expuestos a com puestos individuales en el entorno. De hecho, todos los am bientes consisten en m ezclas de com puestos n a turales orgánicos e inorgánicos y la m ayoría incluyen tam b ién un conjunto de compuestos prep arados. E stas m ezclas pueden tener efectos significativos en la toxicidad de los contam inantes. Si dos o m ás com puestos están presentes en u n a m ezcla ejercen un efecto com binado sobre un organism o q u e p uede ser ad itiv o (M asón, 1993). T am b ién puede ser cierto lo contrario, de fo rm a q u e ciertas m e z clas de productos pueden reducir la toxicidad de cada uno de ellos; éstos se p u e den denom inar «antagónicos». Sin em bargo, en ciertas situ acio n es y con ciertas com binaciones d e factores am bientales, puede p roducirse un efecto sinérgico en el que el daño prod u cid o p o r la exposición a dos factores es m á s que la suma d e la exposición a cad a facto r individualm ente. U h ejem plo clásico d e este tipo d e efecto fue descrito p o r Guderian (1977) utilizando plantas d e espinacas som etidas a contam inación atm osférica. Las p lantas fu ero n expuestas a (a) aire norm al, (b) aire con un nivel determ inado de uno d e los dos com puestos contam inantes y (c) una com binación d e los dos com puestos. E n este caso se p ro d u jo u n a reducción de la velocidad fotosin tética del 18 p o r 100 cuando las p lan tas se expusieron a aire contam inado sólo con ácido clorhídrico (HC1), una reducción del 11 por 100 en la tasa fotosintética cuando se expusieron a aire contam inado sólo con d ió x id o de azufre (SO ,), m ientras que cuando se com binaron am bos hubo u n a reducción dsl 50 por 100. C laram en te HC1 y S 0 2 actúan sinérgicam ente, dando una re d u c ción total de la ta sa fotosintética que sobrepasa la sum a deb id a a los productos individuales. Estas com plejas interacciones apuntan la im predecibilidad de los efectos d e los contam inantes en el entorno. T am bién .indican que se h a de tener cu id ad o cuando se interpreten los efectos de los contam inantes sobre los organism os y lo s ecosistemas: efecto s que normalmente^ se predicen realizando ensayos de to x ic i dad para especies individuales y que se llevan a cabo antes d e que los productos quím icos entren en producción.
5.5.4. Efectos letales y subletales Los com puestos quím icos y sus m ezclas pueden tener tres tipos de efectos so b re los organism os. U no es ningún efecto en absoluto, el segundo es u n efecto letal y el tercero un efecto subletal. El p rim er caso es autoexplicativo, cuando un c o m puesto es en realid ad biológicam ente inerte para el organism o (aunque d e b e ría señalarse que algunos com puestos pued en n o tener efecto so b re algunos o rg a n is mos pero pueden ser letales o subletales para otros tipos). E n el segundo caso u n a sustancia puede se r letal para un organism o a una co n centración dada. En e ste contexto hay p rotocolo s definidos p a ra definir la toxicidad de sustancias y d o sis
f r t f 11 t f t tf t « « t fft f r t f < < < t « t c «« < rt
348
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
letales basadas en L D 50 y L C 50 (es decir, la dosis o c o n cen tració n letal de un com puesto tó x ico a la cual m u eren el 50 p o r 100 de los o rg an ism o s cuando se exponen a esa co ncentración d u ran te u n cierto plazo de tiem p o , no rm alm en te 48 horas). Sin em bargo, es im portante re co rd ar de nuevo que esta s d o sis letales están calculadas utilizando uno o quizás dos com puestos en el lab o rato rio y pueden no reflejar realm ente lo que está sucediendo en el am biente. P o r esta razón, los b ió logos y los ecotoxicólogos han com enzado a estu d iar los n iv eles de com puestos en los anim ales silvestres en u n intento de evaluar m ejor lo s efecto s de los c o n ta m inantes am bientales en el entorno. L os efectos subletales, aunque suelen ser m enos d ram ático s que la m u erte de organism os in d iv id u ales, puede ten er un efecto m ucho m a y o r so b re la p oblación en conjunto. P o r ejem plo, la p érd id a de uno o dos in d iv id u o s de una p oblación p or envenenam iento letal, aun q u e indeseable, puede n o se r m u y significativa a nivel de la p o blación, m ientras que un efecto subletal de co m p u esto s que d añen a los genes (A D N ) o afecten a los em briones en desarrollo (co m o en los huevos de pájaros) puede ten er efectos m u y significativos sobre to d a la p oblación. L o s e fec tos subletales se pueden dar en el nivel genético, b io q u ím ico , fisiológico, del com portam iento o del ciclo d e vida. U n a d e las dificu ltad es al identificar tales efectos es que co n frecuen cia lo s biólogos no conocen el in terv alo «norm al» de patrones bioquím icos, fisiológicos, del com portam iento o d el ciclo de vida de los organism os y, p o r tanto, son in cap aces de d istinguir claram en te lo s efectos su b le tales de los contam inantes. E sta falta de conocim iento n o sig n ifica que dichos efectos no se produzcan, sino que no pueden ser detectad o s en este m om ento. U n enfoque m od ern o para id en tificar los efectos su b letales de los com puestos . am bientales im plica la utilización de m arcadores b io q u ím ico s (denom inados bio.m arcadores), rev isad o s recientem ente p o r P eakall (1992). U n o d e los ejem plos ..más am pliam ente descritos de b iom arcadores es la red u cció n en una enzim a lla m ada dehidratasa ácida am inilevalínica (A L D A ) (L an sd o w n y Y ule, 1986) y p rotoporfirina IX (O ’H alloran et a l , 1988) en los glóbulos ro jo s de la sangre d u ran te su exposición a contam inación p o r plom o. Los niveles d e estas biom oléculas aum entan en la sangre a bajos n iv eles de exposición al p lo m o , reflejando un d año m etabólico su b letal producido p o r contam inantes. U n cierto n úm ero de co n stitu yentes de la b ioquím ica de las p lan tas tam bién se ve afectad o p o r contam inantes, y algunos de lo s cam bios en las tasas de fotosíntesis, com o lo s m encionados en la sección anterior, p ueden explicarse p o r los efectos su bletales de los com puestos.
5.5.5. Factores ambientales que afectan a la toxicidad U n gran núm ero d e factores am bientales in fluyen en la to x icid a d de los co m p u es tos quím icos. E stos parám etros am b ientales no sólo afectan al m etabolism o de los propios organism os sino q u e tam bién influyen la biodisp o n ib ilid ad de los productos quím icos para los organism os. Los productos que se liberan a la atm ósfera, el agua o el suelo se transform an a m enudo de u n a form a a otra, p o r ejem plo, los elem entos pued en transform arse de un estado inorgánico a uno orgánico o viceversa. E sto s cam bios quím icos
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PER T U R B A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
349
pueden ser producidos p o r la oxidación, m etilació n u otros procesos quím icos en el suelo, agua o aire. A m en u d o esto da lu g ar a un increm ento en la toxicidad de los com puestos. P o r ejem plo, considérese el m ercurio (Hg), un com puesto libera do en grandes concentraciones en los crem ato rio s (Mills, 1990) y antiguam ente un fungicida am pliam ente utilizado en agricultura. El m ercu rio inorgánico en sí m ism o prácticam ente rio e stá disponible para los sistemas bio ló g ico s y, por tanto, no tiene toxicidad. En cam bio, cuando e l m ercurio se transform a en m ercurio rnetilado por las bacterias y hongos del suelo y del agua se convierte en extrem a dam ente tóxico para los sistem as biológicos (véase la Fig. 5.13 para un resum en de la transform ación). D e la m ism a form a, la dureza o blandura del agua tiene una influencia directa sobre la acidificación, d an d o lugar a la toxicidad del ion hidrógeno (Ii+) en los sistem as de agua dulce. En los sistem as acu ático s cuyas captaciones están bajo la influencia d e la lluvia acida, los efectos sobre la biología son m uchos órdenes de m agnitud m ay ores si ia alcalinidad y la dureza total del ag u a son bajas. En con traste, si el agua tiene un v a lo r de alcalinidad m ay o r de 20 mg/1 C a C 0 3, entonces debería haber suficiente presencia de capacidad tampón para neutralizar el efecto de los iones hidrógeno (O ’H alloran y G iller, 1993). De la m ism a form a, algunos m etales pesados sólo son tóxicos a ciertos n iveles de pH. P o r ejem plo, el alum i nio puede ex istir en un cierto núm ero d e fo rm as o «especies de alum inio» en el medio, dependiendo del p H del agua. Es de lo más tóxico para lo s organism os acuáticos com o los peces a niveles d e pH de 4,0 a 4,5 cuan d o el alum inio está presente com o alum inio m onóm ero lábil. H ay una am plia gánia d e oíros parám etro s am bientales que afectan a la toxici dad de los com puestos, com o el nivel de com puesto orgánico presente, la lem pe-
Figura 5.13. Los elem entos y los productos químicos pueden transform arse por los procesos biológicos, haciéndolos m ás biodisponibles. Aq uí se ilustra como un ecosistem a la transform ación del mercurio inorgánico (según M a són, 1993).
350
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
ratura am biente, etc., p e ro tam bién hay atributos particulares de lo s sistem as b io lógicos que afectan a la toxicidad de lo s com puestos. L a tem p e ratu ra es uno de los parám etros m ás o bvio s que afectan a la toxicidad d e los com p u esto s y que esta relacionada con el hecho de que el m etabolism o de u n organism o está m uy ligado a la tem p eratu ra am biente, rev isad o p o r C aim s e t al. (19 75 ). A sí que a m edida que los o rganism o s increm entan su m etabolism o, su elen increm entar su ingesta de productos q u ím ico s y contam inantes. E l au m en to del m etabolism o se suele asociar con una m a y o r absorción d e com puestos a trav és d e las paredes del intestino en los anim ales (M asón, 1993). L o s procesos n aturales de destoxificación que realizan los organism os tam b ién son factores im p o rtan tes que afectan a la toxicidad. A lgunos com p u esto s se ab so rb en menos fácilm en te y son m ás p er sistentes en el cuerpo e n su form a o riginal (por ejem plo, el in secticid a D D T ) que cuando han sido m etabolizad o s (por ejem p lo , a D D E) p o r los organism os. A sí que en un intento de desto x ificar com p u esto s, el o rganism o p u ed e generar un producto final que de h e c h o resulta ser m ás tóxico. E ste capítu lo ha estab lecid o la escen a p ara esta p a rte sobre contam inación. C om enzó con una v isió n general de las propiedades básicas, los procesos y los factores controlantes de lo s ecosistem as de agua dulce, m arin o y terrestres y có m o estos ecosistem as p u e d e resultar distorsionados p o r p ertu rb acio n es y conta m inación. L uego esb o zam o s las características fundam entales d e la contam ina ción y los.contam inantes y sus efectos generales sobre los sistem as ecológicos. Los capítulos restantes d e e sta parte tratan de tem as co n creto s de contam inación cubriendo la contam inació n del agua, el aire, el ruido y agrícola.
5.6. PROBLEMAS 5.1. 5.2. 5.3. 5.4. 5.5. 5.6. 5.7. 5.8. 5.9.
¿En qué form as im pactan los p ro ceso s y las activ id ad es de ingeniería sobre el fu ncionam ien to de los sistem as de ag u a d ulce? ¿C óm o pueden afectar los cam b io s en la p roductividad p rim a ria de los sistem as acuáticos al uso de los recu rso s h idráulicos? ¿Q ué es eutro fizació n ? ¿Cuáles son las diferencias entre sistem as eutróficos y oligoffóficos? ¿Por qué hay ciclos estacionales d e productividad en los m ares tem plados? E x p licar el sig n ificad o de las c o m e n te s oceánicas en los sistem as m ari nos. D escribir las prop ied ad es del ag u a de m ar que sean d e im portancia bio ló gica. C om parar y contrastar- las rutas d e los contam inantes y los nutrientes en un determ inado ecosistem a. E s b o z a - las características físicas y quím icas de u n a m asa de agua que la h ace susceptible d e contam inación. ¿P or qué la d eposició n de p equeñas cantidades de algunos contam inantes pued e dar lugar a u n a distorsión a gran escala d e los sistem as ecológicos? E v alu ar la im p o rta n c ia de la to x icid ad subletal de u n contam inante sobre los ecosistem as.
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S, PE R T U RB A C IO N ES Y CONTAMINACIÓN
5.10.
5.11.
351
¿C uáles son los efectos sobre el am biente a corto y a larg o plazo que pueden surgir d e la construcción de em balses? R ealizar u n a búsqueda bibliográfica p a ra identificar ejem plo s'd istin to s de los d escrito s en este capítulo. R ealizar un croquis de ¡as form as com paradas del h idrogram a para una m ism a cuenca q u e resulta de u n a torm enta para los sigu ien tes terrenos, utilizando condiciones de clim a tem plado. (a) C aptación origina] de m ontaña. (b) C aptación d e drenaje previo a la forestación. (c) C aptación en bosque m aduro. (d) C aptación de bosque despejado p o r tala.
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN Aüott, N. (19S6). «Temperatura, oxygen and heat budgets of six small western Irish lakes», Freshwater Biology, 16, 145-154. Begon, M„ J. Haiper and C. Townsend (1990). Ecology. Blackwell Scientific Publications, Oxford. Bournard, M., H. Tachet and A. Roux (1987). «The effects of seasonaland hydrological influentes on the macroinvertebrates of the Rhone River, France. 2. Ecological as peas», Archín fur Hydrobiologie/Supplement, 76, 25-51. Broecker, W. S. (1974). Chemical 'Oceanography, Harcourt, Brace, Jovanovich, New Y ork. Burgis, M and P. M onis (1990). The Natural Hisiory of Lakes, Cambridge University Press. Cairns, J., A. G. Heath and B. C. Parker (1975). «The effects of temperature upon the toxicity of chemicals to aquatic organisms», Hyclrobiolagia, 47: 135-171. Chapman, J. W. and J. T. Garitón (1991). «A test of criteria for introduced species: the global invasión by the isopod Synidoiea ktevidorsaiis (Miers, 18S1)», Journal ofCrustacean Biology, 11(3), 386-400. Connell, J. and R. Slatyer (1977). «Mechanisms of succession in natural comimmities and their role in community stability and organisation», American Naluralisi, 111, 11191144. Crisp, D. J. (1958). «The spread of EUninius modestus (Darwin) in Norlh-West Europe», Journal ofthe Marine Biological Association of ihe U.K., 37, 483-520. Crisp, D. and T. Gledhill (1970). «A quantitative description of the recovery of the bottom fauna in a muddy reach in a mili stream in Southern England after draining and diedging», Archiafur Hydrobiologie, 67, 502-541. Dahn, C., E. Trotter and J. Seddell (19S7). «Role o f anaerobic zones and processes in stream ecosystem producüvity», in Chemical Quality of Water and Hydrologic Cycle, R. Averett, and D. McKnigbt (eds), Lewis Publishing, Chelsea, Michigan, pp. 157-178. Gilason, J. (1985). «Aquatic insect abundance in a regulated stream under fluctuating and stable diel flow patterns», North American Journal of Fisheries Management, 5, 39-46. Giller, P. S. (1990). «After the deluge», Technology Ireland, 22, 41-44. Giller, P. S. and I. H. R. Gee (1987). «The analysis of community organisation: the influence of equilibrium, scale and terminology», in Organisation of Communities Past
352
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
ancl Present, L Gee and P. Güler (eds), Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp. 519-542. Giller, P. S., N. Sangpradub and H. Twomey (1991). «Catastrophic flooding and macroin. vertebrate community structure», Internationale Vereinigungfui• Theoritische undAngewandte Limnologie, 24, 1724-1729. Guderian, R. (1977). Air Pollution. Phytotoxicity to Gases and. Its Significance in Air Pollution Control, Springer, Berlín. Hammerton, D. (1972). «The Nile— a case history», in River Ecology and Man, R. Oglesby, C. Carlson and I McCann (eds), Academic Press, New York, pp. 171-214. Hargrave, B. T. (1991). «Impacts of man’s activities on aquatic ecosystems», in Funda mentáis o f Aquatic Ecosystems, R. S. K. Barnes and K. H. Mann (eds), Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp. 245-264. Hellawell, J. M. (1986). Biological Indicators o f Freshwater Pollution and Environmental Management, Pollution Monitoring Series, Elsevier Applied Science Publishers, Lon don. Howells, G. (1990). Acid Rain and A cid Waters, lst edn, Ellis Horwood Ltd, Chichester. Hunt, E. G. arid A. 1. Bischoff (1960). «Inimical effects on wildlife of DDD application to Clear Lake», Californian Fisheries and Game, 46: 91-106. Hynes, H. B. N. (1970). The Ecology o f Running Waters, University of Liverpool Press, Liverpool. Institute of Hydrology (1984-87). Research Report 1984-1987, Natural Environment Re search Council, UK. Koblentz-Mishke, O. J., V. V. Volkovinsky and J. G. Kabanova (1970). «Plankton primary production of the world ocean», in Scientific Exploration o f the South Pacific, Stand ard Book No. 309-01755-6, National Academy of Science, Washington, pp. 183-193. Krebs, C. J. (1985). Ecology. The Experimental Analysis ofDistributions and. Abundance, Harper and Row, New York. Landsdown, R. and W. Yule (1986). The Lead Debate: The Environment, Toxicolog)' and Chi.ld. Health, Croom Helm, London. Likens, G. E., et al. (1970). «Effects of forest cutting and herbicide treatment on nutrient budgets in the Hubbard Brook watershed ecosystem», Ecological Monographs, 40, 23-47. Maitland, P. (1990). Biology o f Freshwaters. 2nd edn, Blackie, London. Masón, C. F. (1993). Biology o f Freshwater Pollution, 2nd edn, Longman Scientific and Technical, New York. Matthews, W. (1986). «Fish faunal structure in an Ozark sti'eam: stability, persistance and a catastrophic flood», Copeia, 1986(2), 388-397. Maugh, T. H. (1978). «Chemicals: how many are there?», Science (New York), 199, 162. Meyer, R. E. (ed.) (1972). Waves on Beaches, Academic Press, London and New York. Miles, J. (1979). Vegetalion Dynamics. Chapman and Hall, London. Mills, A. (1990). «Mercury and crematorium chimneys», Nature, 346, 615. Minshall, G. W. (1988). «Stream ecosystem theory: a global perspective», Journal ofthe N onh American Benthological Societ)’, 7,263-288. Moríarty, F. (1990). Ecotoxicology: A Study o f Pollutants in Ecosystems, 2nd edn, Acade mic Press, London. Moss, B. (1988). Ecology o f Freshwaters. Man and Médium, Blackwell Scientific Publica tions, Oxford. Murty, T. S. (1977). «Seismic sea waves: Tsunami», Fisheries Research Board of Cañada, Bulletin 198, Ottawa. Newton, I. (1979). Population Ecology o f Rapiors, Poyser, Berkhamstead.
SISTEM A S EC O LÓ G IC O S. PE R T U RB A C IO N ES Y C O N TA M IN A C IÓ N
353
Nisbet, E. G. (1991). Leaving Edén: To Proiect and Mimage the Earth, Cambridge Uni versity Press, Cambridge. G'Halloran, J. and P. F. Duggan (19S4). «Lead ievels in Mute swans in Co. Cork», Irish Birds, 4, 501-514. G’Halloran, J. and P. S. Giller (1993). «Forestry and the ecoiogy of streams and rivers: lessons from abroad», Irish Forestry, SO, 35-52. O'Halloran, J., A. A. Myers and P. F. Duggan (I9SS). «Blood lead Ievels and free red biood cell protoporphyrin as a measure of lead exposure in Mute swans», Enmronmental Pollution, 52, 19-38. Peakall, D. B. (1992). Animal Biamarkers as Pollution Indicators, Chapman and Hall, London. Pfankuch, D. J. (1975). Stream Inventory and Channel Slability Evaluation, United States Department of Agricultura, Forest Service, Región 1, Missoula, Montana. Por, F. D. (1978). «Lessepsian migration», in The influx ofRed Sea Biola into the Meditenanean by Way o f the Suez Canal, Springer-Verlag, Berlín. Reynolds, C. R. (1987). «Community organisation in the freshwater plankton», in Organi sation o f Communities Past and Present, J. Gee and P. Giller (eds), Blackwell Scienti fic Publications, Oxford, pp. 267-295. Reynolds, C. R. (1994). «The role of fluid motion in the dynamics of phyloplankton in lakes and rivers», in Aquatic Ecology, Scale Pattem and Process. P. S. Giller, A. G. Hildrew and D. Rafaelli (eds), Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp. 141-187. Sagar, P. (1986). «The effects of floods on the invertebrate fauna of the streams of Rawalpindi and Wall», Pakistan Journal o f Forestry, 19, 227-234. Smith, B. D., P. Maitland and S. M. Pitnnock (19S7). «A comparative study of water level resimes and littoral benthic communities in Scottish lochs», Biological Conservation, 39, 291:316. Sousa, W. P. (1984). «The role o f disturbance in natural communities», Animal Revietv o f Ecoiogy and Systematies, 15, 353-391. Thurman, H. and H. Weber (1984). Marine Biology, C. E. Merrill, Colurabus, Oliio. Tsuda, M. and T. Komatsu (1964). «Aquatic insect communities of Yoshino River, four years after the Ise-Wan Typhoon», Japanese Journal o f Ecology, 14, 43-49. Vermeij, G. J. (1978). Biogeography and Adaptation; Paneras o f Marine Life, Harvard University Press, Cambridge, Mass. Vollenweider, R. and J. Kerekes (1981). «Background and summary results of the OECD cooperative programme on eutrophication», Appendix 1 in The OECD Co-operative Programme on Eutrophication, Canadian Contríbution, compiled by L. L. Janus and R. A. Vollenveider, Environment Cañada, Scientific Series 131. V-'adi, W. F. (1984). Acta Adriat, 25, pp. 29-43. Ward, R. (1978). Flnods: a Geographi.cal Perspective, Macmillan, New York. Whittaker, R. H. (1975). Communities and Ecosystems. 2nd edn, Macmillan, New York. Winterboum, M. and C. Townsend (1991). «Streams and rivers: one way flow systems», in Fundamentáis o f Aquatic Ecology, R. S. K. Barnes and IC. H. Mann (eds), Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp. 230-243. Zieman, J. C., G. W. Thayer, M. B. Robblee and R. T. Zienian (1979). «Production and export of sea grasses from a tropical bay», in Ecological Processes in Coastal and Marine Systems, R. J. Livingston (ed.), Plenum Press, London, pp. 21-33.
Ir
ir |j ^
CAPÍTULO
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
6.1. INTRODUCCIÓN E l agua es un recurso renovable, que, com o ya vim os en el. C apítulo 4, se recicla naturalm ente m ediante el ciclo hidrológico. El tiem po de resid en cia de las ag u as superficiales en el ciclo h idrológico suele ser corto, en com paración con el d e las aguas subterráneas, norm alm ente bastante largo. Esta form a de reciclaje ren u ev a los recursos hídricos y proporciona un abastecim iento continuo potencial. C o n la llegada de la industrialización, la intensificación de la agricultura y la m u ltip lica ción de la población, la dem anda de agua h a aum entado. El uso fundam ental del agua dulce (procesos de consum o) se divide en dos categorías generales: ab stra c ción y usos en el propio curso (T abla 6.1). Los m odelos d e uso varían de una región a otra y según las diferentes etapas ce desarrollo del país. E l m edio m arino y sus recursos adquieren asim ism o gran Tabla 6.1.
;
Principales procesos de co n su m o de los recursos hídricos
Abstracción .................
En el propio curso
Abastecimiento doméstico
Explotación biológica
Riego
Producción de energía
Industria: producción
Transporte/navegación
Industria: refrigeración
Usos recreativos/esparcimiento
Dispersión de contaminantes de canales
Control de crecidas
Trasvase entre cuencas
Transporte de residuos Fronteras políticas
356
IN G E N IE R ÍA A M B IE N TA L
im portancia, no tanto por la utilizació n directa d e agua m arina (ex cep to en esta ciones desalinizadoras de zo n as áridas) com o en térm inos de ex p lo tació n de re cursos biológicos (pesca, alg as m arinas) y geológicos (petróleo, gas, m inerales), usos recreativos y p ara la p ro d u cció n de energía (energía de oleaje). A p esar del hech o de q u e el agua es renovable, los recursos d e agua dulce son finitos. L as entradas de ag u a (de lluvia) a la cu en ca de recep ció n se equilibran m ediante la reposición de aguas subterráneas y las salidas de la cu en ca de recep ción a través del curso superficial del río, la evapo transpiración y la abstracción. P or ejem plo, la m ay o r parte d e las p recipitaciones que recib e el R ein o U nido cae en las tierras altas del oeste y del norte, y el exceso de pluviom etría, que se m anifiesta p o r la aparición d e caudales superficiales de agua que p ro d u cen fe n ó m enos de erosión, transporte y sedim entación de sales (escorrentía), se produce durante el invierno. L as reg io n es con m ay o r concentración de p o b lació n e in d u s tria se encuentran en zonas q u e reciben pocas p recipitaciones, p o r lo q u e la d e m anda de agua aum enta d u ran te el verano (M asón, 1991). L a ag ricu ltu ra tam bién tiende a concentrarse en las z o n as m ás áridas del país, p o r lo que el rieg o resulta necesario. E ste desequilibrio en tre la oferta y la dem anda sig n ifica q u e los recu r sos hídricos locales no son suficientes para satisfacer la d em anda d u ran te todo el año. P roblem as sim ilares ap arecen en m uchos otros puntos del p laneta. P o r ejem plo, una gran proporción del ab astecim iento de agua de las tierras desérticas del sur de C alifornia y en especial de la m etrópolis de Los A ngeles p ro v ien e de la zona norte de C alifornia y se realiza m ediante un acueducto artificial de u nos 300 km de largo. A p arte de estas re d e s de redistribución y los trasv ases en tre cuencas, el hecho d e que el agua sea en g ran m edida un recurso renovable (una v ez u tiliza da es p o tencialm ente reutilizab le), tam bién p u ed e contribuir a salv ar estas d ifi cultades. Sin em bargo, todos los usos posibles del agua, in clu id a la abstracción producen un im pacto específico en los recursos hídricos. El uso d o m éstico , in dustrial y agrario del agua g e n era grandes cantidades de residuos p a ra lo s cuales las vías fluviales naturales constituyen conductos de elim inación b arato s y siem pre disponibles. E n ríos y lag o s, las aguas residuales de algunos u su ario s pueden convertirse en el abastecim ien to de agua de otros. El proceso de tratam ien to del agua antes y después de su co n su m o resulta fundam ental p ara la so cied ad m oder na y se estudiará con m ás d etalle en los C apítulos 11 y 12. L os recursos hídricos tam b ién se ven afectados de m anera in d irecta, sobre todo en lo referen te a los e n lac es tierra-agua estudiados en el C apítulo 5. El uso del suelo para la construcción, la agricultura, la.repoblación forestal, la d efo resta ción y la lixiviación de los resid u o s de los v ertederos tam bién influye en su n atu raleza. U n claro ejem plo de ello lo encontram os e n la.intensificación d e la agri cultura m ediante la aplicació n de fertilizantes al suelo y la consiguiente alteración de los n iveles de n u trien tes de los río s q u e'd ren an las tierras b ajas de tales cuencas de recepción (F ig. 6.1). D ebido al p ro b lem a q u e su p o n e la s ratio s de dem anda y abastecim iento, la m a y o r parte de la abtracción del agua se rea liz a en estos tram os del río y no en la s zonas m ás altas y p rístinas de la cab ecera, donde se origina el río. Interven cio n es de la ingeniería en el ciclo hidrológico, com o la canalización, contención o trasv ase del agua de uno o m ás cauces tam bién afec tan a los recursos hídricos (v éase C apítulo 5).
P E R SPEC T IV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N T A M IN A C IÓ N D EL AGUA
357
A ño
Figura 6.1. C am bios en la concentración de nitrógeno-nitrato en cinco ríos británicos asociados con la intensificación de la agricultura en las cuencas fluviales (según M o ss, 1988). Resulta ev idente que todos los factores q u e hem os m encionado tam bién in flu yen en la calidad del m edio acuático qiie inciden en sus condiciones físico-quím icas y en el estado de la flora y la fauna. Sin em bargo, h o y en día, la m ay o r preocupación la constituyen los procesos de consum o directo y las actividades hum anas indirectas que utilizan el agua com o recurso. E n este sentido, nos in tere sa la calidad d el agua. Para cada u n o de los procesos de co n su m o específicos ya citados, existe u n a serie de requisitos relativos a la calidad del agua que se utiliza (casi siem pre relacionados con las concentraciones de varios parám etros quím icos, m ateriales en suspensión y contenido bacteriano). Si el agua reúne estos requisitos o norm as, decim os que es de buena calidad para ese p ro ceso de co n su m o en concreto; si no, se juzga inaceptable y de m ala calidad. P o r lo tanto, la calidad del agua es un térm ino que im p lica un ju ic io de valor sobre este recurso en función de un uso concreto. P o r e sta razón, resu lta difícil elab o rar una d efinición sim ple de la cali dad del agua, d ad a la com plejidad de los factores que in fluyen en ella y el abanico de funciones qu e deben cu m p lir los recursos hídricos, a m enudo varias al m ism o tiempo. La abstracción p ara el abastecim iento dom éstico requiere las norm as m ás severas y agua d e la m ejor calidad, m ientras que la navegación será posible aun en aguas de escasa calidad. L as m ayores dem andas de cantidad (por ejem plo, la navegación y los sistem as de refrigeración industrial) suelen ser las m enos e x i gentes en térm inos de calidad, pero p ara posibilitar que el ecosistem a de agua dulce sea utilizable en todos los procesos de consum o, es necesario m an ten er la calidad del agua en los niveles requeridos p o r el usuario m ás exigente. Todo cam bio en la calidad del agua n atural im plica contam inación, si bien sus propiedades tam bién se ven deterioradas p o r algunos fenóm enos naturales, com o huracanes, corrientes de lodo, lluvias torrenciales y vuelcos convectivos de
358
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
lagos debidos a la diferen te densidad d e las capas frías y calientes. P ero lo s p ro blem as m ás graves, de m ay o r alcance y duración, son sin d uda lo s provocados por la m ano del hom bre. L a contam inación del medio acu ático sig n ifica la intro ducción por p arte del hom b re, ya sea d e m anera directa o in d irecta, de sustancias o energía (calor) que producen efectos nocivos, entre ellos, daños a los recursos vivos (biológicos), riesg o s para la salud hum ana (patógenos), o bstaculización de las actividades acuáticas, inclu id a la p esca, y deterioro de la calidad del agua en relación con los pro ceso s de co n su m o deseados, tales co m o la agricultura, la industria, los usos recreativ o s o el abastecim iento d o m éstico (C hapm an, 1992). L a variabilidad tem poral de la calid ad del agua se p ro d u ce a diferentes escalas: 8 D e m inuto-m inuto a día-día: d esd e m ezcla de aguas y fluctuaciones a p e queña escala de entradas al sistem a acuático ® V ariabilidad d iu rn a (24 h): en relació n con los ciclo s biológicos y de luz, com o oxígeno, p H y los ciclos de entradas de co n tam in ació n (por ejem plo, los residuos dom ésticos) 0 D ías a m eses: en relació n con facto res clim áticos (regím en es hidrológicos, > vuelcos convectivos de lagos) y fu en tes de contam inación (vertidos in d u s triales, actividad agrícola de la cuenca) 0 E stacional; en relació n con los ciclo s estacionales h id ro ló g icos y biológicos de origen clim ático • A ño-año: relacio n ad a sobre todo co n la influencia d e la acción del h om bre en la cuenca (p o r ejem plo, cam b io s de uso del suelo, elim inación, de la vegetación, obras de construcción) L a presión p e q u d icial ejercida so b re la calidad d el m ed io acuático resulta especialm ente pron u n ciad a en los países tecnológicam ente avanzados, en los que el abanico de req uisito s q u e deben cu m p lir los recursos h íd rico s v a en aum ento, al igual que la dem anda de agua de p rim e ra calidad. D e e ste m odo el uso de los recursos acuáticos resu lta conflictivo: p o r u n lado existe u n a dem anda de agua de alta calidad para su consum o y usos recreativos, y p or el o tro, m ás agua p ara usos sanitarios, industriales, elim inación de basuras, etc.; y am b o s tipos provienen de la m ism a fuente. A sí, el volum en de aguas residuales au m enta y el tratam iento de agua de hace necesario p a ra intentar m an ten er una calid ad d e los recursos h íd ri cos los suficientem ente b u en a com o p ara satisfacer la d em an d a de consum o. El conflicto de u sos y enlaces tierra-agua h a contribuido a d elim itar una serie de tem as relacionados con la calidad del ag u a dulce y las lim itacio n es del uso de los recursos hídricos a escala m undial, tal y com o aparece en la T abla 6.2.
6.2. NORMAS Y PARÁMETROS DE CALIDAD DEL AGUA D e este m odo, la contam inación y la degradación de la calid ad del agua in terfie ren en los usos vitales y legítim os en escalas que varían desde el nivel local al regional e internacional (dada la natu raleza transfronteriza y unidireccional de los
PE R SPEC T IV A S EC O LÓ G IC A S D E LA CO NTA M IN AC IÓ N D E L A G U A
359
Tabla 6.2. Principales parámetros que influyen en la calidad de las aguas dulces a escala global (a); limitaciones de los u so s del agua debidas a la degradación de su calidad por diversos contam inantes (b)
M asa de agua
, .........., .
Asunto
'
R ío s
Lagos
E m b a lse s
xxx
Patógenos S ólidos e n suspensión M ateria orgánica en desco m p o sició n JE uiro fiza c ió n § N itra to c o m o contam inante S alinidad E le m e n to s traza O ügo elem en to s A cidificación M o d ifica c ió n de los reg ím en es hidrológicos"!! xxx xx x 0 na
D eterioro grave o global. D eterioro im pórtam e. D eterioro ocasional o reg io n a l. E scaso deterioro. N o aplicable.
• A g u as s u b te r r á n e a s X
XX
*t na
X
xxx
X
XX
X
X
XX
na
X
0
xxx 0
X
0
X
XX
XX
XX
na
XXX
xxx xx'jl
XXX
XX
XX
XXX'II
X
XX
XX
0
XX
X
X
t S o b re io d o en m asas d e agua pequeñas o p oco profundas, %O íro s no provocados p o r producción a c u á tic a prim aria, § A lg as y m acrofiios. 1 D e vertederos, escoria de minas. f f T ra sv a se de agua, em b alsad o , e x tracció n excesiva, etc.
b) T í - V
-
C o n ta m in a n te
P ro c e s o d e c o n s u m o . .V i d a , ( A g u a . a c u ática , ; p e sq u e p o ta b le r ía s ;
P ató g en o s S ólidos e n suspensión M a te ria orgánica A: ¿as l-’-.lrato S a ie s f tt E le m e n to s traza O ligoelem enios M icroconiam inantes org án ico s A cidificación
;
U so - ; re c r e a -, tiv o
R e g a d ío s
E n e r g ía y r e f r ig e ra c ió n
T ro n s* . p o r te
0
XX
X
x x t
na
na
XX
XX
XX
X
X
xí
xx§
XX
X
XX
x x ‘B
x f t
x tt.«
X§§
XX
X.X'Ü
m
na na
+ + + XX
x x ttt X
na na
XX
XX
X
XX
XX
XX
XX
X
X
XX
XX
X
X
X
x tt na na na na na X
xxt
XX
XX
X
X
7
X
XX
X
7
X
XX
t + +
X
§
A lteración pronunciada q u e im p lica tratam iento in ten siv o del agua o e x c lu y e lo s usos deseados. A lteración m enor. 0 A u se n c ia de alteración. na N o aplicable. + L a m ala calidad del a g u a resu lta beneficiosa para esie uso específico. 7 E fe cto s sin evaluar to talm en te.
íí §§
ttt
nt
na na na na na
Industrias alim entarias. A brasión. D epósitos de sedim entos en canales. Industrias electrónicas. O bstrucción de filtros. Olor, sabor. En em b alses d e peces se a c ep ta n niveles superiores de biom asa de algas. C recim ien to d e jacin to s d e ü g m \‘(E ichlw niia crassipes). Boro, flúor, incluidos, etc. Ca, Fe, M n en industrias tex tile s, etc.
% tf
n Según Chapman, 1992.
U so . in d u s tr ia l
360
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
sistem as fluviales y la inm ensidad de m ares y océanos). L o s c rite rio s de calidad del agua son n ecesario s p ara g aran tizar la existencia de un re c u rs o de calidad apropiado para c ad a proceso de consum o concreto y la le g isla c ió n al respecto se utiliza com o un m ed io adm inistrativo p a ra lo g rar y m an ten er su s propiedades p ara el m ay o r nú m ero de usuarios p o sib le d e la m asa de agua. L a calidad del ag u a y las norm as aplicadas varían y pueden p ro c e d e r de o rg a nism os diferentes; ex isten norm as in ternacionales establecidas p o r la OM S y la U E (antes C EE ), n o rm as regionales aplicadas p o r estados in d iv id u a le s e incluso norm as locales establecid as p o r autoridades locales in d iv id u ales. E n la m ayoría de lo s países europeos se establecen norm as absolutas de co n cen trac ió n de p ro ductos quím icos, aplicab les en todos los ríos. L as norm as y n iv e le s se establecen, a p a rtir de parám etros quím icos y m icrobianos, teniendo en c u e n ta los diferentes usos p ara los que se deb e asegurar la calid ad d el agua. E l o b je tiv o últim o d e la im posición de las n o rm as es la p rotección de los usuarios fin a le s, ya sean seres hum anos, anim ales dom ésticos o industrias. N o obstante, en e ste cap ítu lo tratare m os la preservación d e la salud pública y la pro tecció n de e c o sistem a s (lo qu e p o r definición de las n o rm as conlleva a m enudo la protección de la p e sc a ). En am bos casos se requiere agua de alta calidad, lo que h ace que sean co m p lem en tario s, y a que si un depósito, lago o río es apto p ara la conservación d e lo s peces, es m uy probable que tam bién lo sea p ara cu alq u ier otro tipo de uso. T am bién existen norm ativas sobre el agua potable e stab lecid as p o r la O rgani zación M undial de la S alu d y, en E stados U nid o s, p o r la A c a d e m ia N acional de C iencias y la A gencia p ara la P rotección del M edio A m biente. L a s norm as im portantes relativas al ag u a po tab le se enum eran en el C apítulo 11 y las relaciona das con los vertidos de efluentes de aguas residuales en el C a p ítu lo 12.
6.3. EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA M antener y evaluar la calidad del agua son p rocedim ientos im p o rtan tes de la sociedad m oderna. L o s prim eros m étodos, m ás sim ples, eran p u ra m e n te subjeti vos (¿el agua parece lim pia?, ¿huele bien ?, etc.). P uede que u n a evaluación de estas características sea su ficiente p ara algunos procesos de c o n su m o pero, en la m ayoría de los casos, el hecho de que el agua sea un solvente tan eficaz, capaz de contener todo tipo de sustancias, req u iere m éto d o s de ev alu a ció n m ás precisos, que se han desarrollado m ediante técnicas analíticas h id ro q u ím icas. A cada p a rá m etro quím ico se le aso cia una norm a (véase C apítulo 11), y el a g u a es quím ica m ente analizada com o m ed id a ru tin aria p a ra g arantizar que re ú n e los requisitos de calidad requeridos en cada uno de los procesos de co n su m o . S in em bargo, aunque existen m iles de contam inantes q uím icos, tan sólo u nos p o c o s se pueden analizar en una ú n ic a m uestra. L os científicos tam bién descubrieron que el control b io ló g ico de los sistem as acuáticos puede ser valioso p ara la evaluación de la calidad d el ag u a y la detec ción de contam inación. L os organism os acuáticos m uestran u n a respuesta d u ra dera a los episodios de contam inación interm iten tes que no sie m p re se detectan m ediante el control quím ico rutinario, que sólo m uestrea un vo lu m en de agua
PERSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S DE LA C O N TA M IN A C IÓ N D E L AGUA
361
relativam ente pequeño en un m om ento dado. L o s organism os acuáticos tam bién ofrecen datos sobre la calidad m edia del agua d u ran te cierto periodo d e tiem po, y pueden acum ular y m agnificar los n iveles bajos d e sustancias q uím icas (véase C apítulo 2) que se sitúan m ás allá del punto de detección de los m étodos de la quím ica analítica, pero que .sí se pueden analizar en los tejidos b io ló g ito s. L os m étodos biológicos tam bién proporcionan inform ación sobre el im pacto de los contam inantes en la ecología del sistem a, algo q u e los m étodos quím icos, si se aplican por separado, no pueden ofrecer. N o obstante, la m ayoría d e las técnicas biológicas presentan el in conveniente de no ser capaces de m edir exactam ente la cantidad precisa de contam inantes y las concentraciones de sustancias quím icas, y en ocasiones tam poco captan los pequeños cam bios de la calidad del agua que no afectan gravem ente al sistem a ecológico p ero que, en cu alq u ier caso, son relevantes p ara algunos procesos de consum o. D e este m odo, en la actualidad se utilizan tres enfoques p ara describir la calidad del agua: B M edidas cuantitativas, com o los parám etros lisicoquím icos del agua, d é lo s sedim entos o de los tejid o s biológicos * A nálisis bioquím icos/biológicos (incluida la estim ación D em anda B ioquí m ica de O xígeno — D B O — , análisis de toxicidad, etc.) • D escriptores sem i-cuantitativos y cualitativos que im plican indicadores biológicos e inventarios de especies (C hapm an, 1992) El proceso real de evaluación de la calidad del agua es una apreciación de 1a naturaleza fisicoquím ica y bioló g ica de ésta en rela ció n con la calid ad natural. Jos efectos en el hom bre y los usos a los que se p ien sa destinar; es decir, sirve b ásica mente p a ra verificar si la calidad observada en el agua es ad ecu ad a para el uso que se pien sa hacer de ella (C hapm an, 1992). P o r ello, resulta fundam ental el seguim iento, que se realiza m ed ian te la recopilación de inform ación en localiza ciones determ inadas a intervalos regulares para: 8 O btener inform ación relativ a a las sustancias que penetran en el medio, en qué cantidades, fuentes de procedencia y su distribución 0 E v alu ar los efectos de las m ism as en el m ed io am biente 8 P roporcionar una base p ara la posterior detección de las tendencias de co n centración y sus consecuencias y establecer u n a relación de causa y efecto (es decir, acidificación y eutrofización) 0 E x am inar en qué m edida se pueden m o d ificar las entradas, las concentra ciones y las tendencias, así com o los m edios necesarios para ello y su coste (C hapm an. 1992; M asón, 1991) Los procesos de evaluación de la calidad del ag u a siguen una m ism a filosofía, ya se realicen en sistem as m arinos o de agua dulce, aunque se h ay a publicado mucho m ás en torno a estos últim os debido a su m ayor im portancia para las sociedades hum anas. C hapm an (1992) presenta en nom bre de la U N ESC O y la OMS un esquem a exhaustivo del diseño de los procedim ientos y protocolos de evaluación de la calidad del agua, así com o la selección de variables de calidad del agua para ríos, lagos y aguas subterráneas.
362
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
6.3.1. Métodos de evaluación T éc n ic a s d e e v a lu a c ió n q u ím ic a . L as técnicas d e evaluación q u ím ic a son bas tante conocidas y req u ieren un m uestreo regular del agua en el siste m a natural y/o en algún punto de los p ro c e so s de abstracción y tratam iento, y d e la m ayoría d e efluentes antes de que se vuelv an a verter en el m edio am biente (v éa n se Caps. 11 y 12). L a evaluación n ecesita de un análisis riguroso p a ra detec tar la presencia y concentración de los p rin cip ales p arám etros q uím icos descritos anteriorm ente. Las descripciones de esto s análisis aparecen en m uchos textos y m an u ales; com o p o r ejem plo Standa rd M e th o d s (1992). T é c n ic a s de e v a lu a c ió n b io ló g ica. El uso de evaluación b io ló g ic a es proba blem ente m enos conocido p o r los lectores, p o r lo que en esta secció n se detalla rán las principales aproxim aciones al respecto. L os efectos de lo s cam bios del m edio am b iente sobre lo s organism os se revisaron en los C apítulos 2 y 5, y entre las respuestas figuraban la m uerte, m igración, dism inución de la repro d u cció n y descenso de la población. E n la T ab la 6.3 aparecen algunos de lo s efectos más com unes de la co n tam inació n sobre com unidades ecológicas acu áticas. U na vez identificadas las respuestas de cada organism o ante cualquier alteració n dada en el m edio am biente (com o p o r ejem plo, en la F ig u ra 6.5 en relació n con la conta m inación orgánica p e sa d a de los ríos), éstas se pued en u tilizar c o m o una herra m ienta analítica para d eterm in ar la calidad del agua. E xisten varios textos y rese ñas interesantes sobre todo s los m étodos de análisis biológico d e la calidad del agua, com o W ashington (1984), H ellaw ell (1986), C hapm an (1 9 9 2 ) y Spellerberg (1991). M é to d o s ecológicos. L a m ay o ría de estos m étodos h a sido d iseñ ad a para controlar y evaluar la contam in ació n orgánica. L a aproxim ación m ás sim ple con siste en b u sc a r especies indicadoras en una m uestra d el hábitat acu ático , donde
Tabla 6.3.
Efectos c o m u n e s de los contam inantes sobre la vida acuática de las aguas naturales " ‘R espuesta
Causa
Cambios en la composición de la especie.
Muerte o migración de poblaciones intoleran tes del área y colonización por parte de for mas tolerantes. Declive de las poblaciones de las formas pre viamente dominantes, aumento de otras formas más tolerantes. Pérdida de formas intolerantes. Debido a la toxicidad, a la falta de oxígeno. ’
Cambios de los grupos dominantes.
Empobrecimiento de las especies. Elevada mortalidad en las etapas sensibles, por ejemplo, los huevos. Cambios de comportamiento. Cambios en la fisiología, metabolismo, histo logía y deformidades morfológicas.
Debido a las respuestas fisiológicas y/o bio químicas a los contaminantes. Debido a las respuestas celulares a los conta minantes sub-letales y tóxicos.
PE R SPEC T IV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N TA M IN A C IÓ N D EL A G U A
363
podemos inferir de la presencia de organism os in to leran tes o sensibles conocidos ínor ejem plo, las m oscas y efém eras de ríos y corrientes) que el a g u a es d e una calidad lo suficientem ente aceptable p a ra perm itir la v id a acuática norm al (por ejem plo, elevados niveles de oxígeno.y p o r tanto poca contam inación orgánica). L a ausencia d e estas especies y la presencia de un elevado núm ero d e organism os tolerantes cono cid o s (por ejem plo, hongos de aguas residuales en río s y c o m e n tes y gusanos tubiform es) indicaría agua contam inada (véase Fig. 6 .5 ). U n ejem plo del volum en cam biante de especies de plantas com o respuesta a un punto de vertido de contam inación y la p osterior recuperación ag u as abajo se m u estra en la Figura 6.2. E n el m edio m arino tam b ién se conocen tip o s sim ilares d e especies
Figura 6.2. N úm ero de especies de plantas macrofitas de id parte superior del río Trent, que recibe contam inación pesada del Stoke-on-Trent y corrien tes tributarias (a saber, Sow, Penk). p indica la presencia de la especie tole re. -íte a la contam inación P otam ogeton pectinatus. Adviértase có m o la diver sidad de m acrofitos dism inuye inmediatamente a partir del Stoke-on-Trent pero aum enta gradualmente río abajo (adaptación de Haslam, 1978).
364
IN G EN IER ÍA A M B IE N TA L
tolerantes e intolerantes (com o e l gusano C apitella, u n a esp ecie tolerante m uy conocida). E n este sentido, los organism os m icro b ian o s tam bién se pueden u tili zar de m anera sim ilar a los an im ales y plantas. E sta id ea se p u ed e am pliar e in c lu ir a toda la c o m u n id ad m ed ia n te el cálcu lo de un índice biótico, es decir, c u an d o iras recoger m uestras de u n e n cla v e c o n cre to, se utiliza la com unid ad an im al para d ed u cir un v a lo r rep resen tativ o de la calidad del agua. A unque algunos de estos índices h an sido cread o s para co n tro lar la contam inación m arin a (véase W ashington, 1984), las ap ro x im acio n es m ás ex haustivas se han realizad o so b re contam inación d e aguas d u lces. E x isten tres tipos de m étodos cualitativos relacio n ad o s con e sta aproxim ación: 1.
2.
Se otorga una puntuación a cada tipo d e org an ism o en función de u n a escala según su to leran cia a la contam inación (puntuación b aja = to leran te, puntuación elevada = fo rm as de agua lim p ia in tolerantes). Se sum an los p untos de cada m u estra para obtener el índice b ió tico , que p uede com pararse con el de las m uestras anteriores o el de otras zo n as no co n ta m inadas. El m ejo r ejem p lo de esta aproxim ación lo co n stitu y e el m étodo del B ritish M onitoring W o rk in g Party, u tilizad o p or el N atio n al W ater C ouncil del R eino U nido (T abla 6.4). L a puntu ació n d e los lío s p oco contam inados puede su p e ra r los 100 y la d e los sistem as m ás co n tam in a dos no llega a 10. E ste m éto d o se ha u tilizad o e n un p ro g ram a de co n tro l de 5 años d esd e los años och en ta y los resu lta d o s obten id o s en 1985 se exponen en la T ab la 6.5. O tros tipos de índice b ió tico tienen en cu en ta la ab u n d an cia de diversos organism os pero no re q u ieren grandes co n o cim ien to s de taxonom ía. El índice B iótico T ren t — T re n t B iotic L idex— (W oodiw iss, 1964) se creó p ara la contam inación o rg án ica del río T re n t del R eino U n id o , pero re s ponde ante otras form as d e polución (Jam es y E vison, 1979). E n su v er sión am pliada, el índice v a ría de 0 (m ala calidad) a 15 (calid ad óptim a) según estén presentes 6 tip o s de taxones, in d icad o res de toleran cia claves conocidos y m edidos p o r u n a serie de «gru p o s definidos» p resen tes (T a bla 6.6). E l valor del ín d ice se obtiene de la p u ntuación del tipo de taxon m ás tolerante presente en la m uestra, p ero d ep en d e del n ú m ero de esp e cies (o grupos) identificadas en él. U n índice m ás sim ple y sólido h a sido id ead o p o r la U n id ad de in v es tigación am biental (E nvironm ental R esearch U nit, E R U ) d e Irlanda, en el que las especies se ord en an en cuatro g ru p o s básicos según su co n o cid a tolerancia a la contam inación orgánica (m ás o m enos sen sib le y to leran te). D e la presencia y abundancia relativa de anim ales d e c a d a grupo se deriva u n a clasificació n del agua gracias a un índice b ió tico que v aría entre 1 y 5 (T abla 6.7). E sta aproxim ación se h a utilizado p a ra controlar con éxito la calidad de lo s ríos durante 2 0 añ o s en Irlan d a (T ab la 6.8). E l m ás com plejo, p e ro tam bién uno de los m ejores ín d ices, es el de la puntuación C handler (C h an d ler Score), co n sid erad o p o r m u ch o s com o el m ás satisfactorio. E ste d iv id e la fauna en g ru p o s según la clasificació n utilizada por el índice b ió tico T rent, pero in clu y e un facto r d e abundancia
PE R SPEC T IV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N T A M IN A C IÓ N D EL AG U A
365
Tabla 6,4. E sq u e m a del índice biótico para ríos del British M onitorin g W orking Party (BM W P). Para cada especie se su m a n los puntos de las diferentes fam ilias presentes en la m uestra Familias de macroinvertebrados de aguas dulces
Puntos
a) Siflonuridos, Hetageniidos, Leptoflebiidos, Efemerellidos, Potamanthidos, Efmeridos (efémeras).
b) Taeniopterygidos, Leuctridos, Capiidos, Perlodidos, Pedidos, Cloroperlidos (stoneflies). c) Afelocbeiridos (insectos). d ) Fryganeidos, Molannidos, Beraeidos, Odontoceridos, Letpocerídos, Goeridos, Lepidostomatidos, Brachycentridos, Sericostomatidos (friganas).
10
a) Astacidos (cangrejo de río). b) Lestidos, Agriidos, Gomfidos, Cordulegasteridos, Aeshnidos, Corduliidos, Libe c)
lúlidos (libélulas). Psychomyiidos, Filpotamidos (friganas).
n)
Caenidos (efémeras).
b) Nemouridos (stoneflies). c) Rbyacofilidos, Polycentropodidos, Limnefílidos (friganas). a) b) c) d) e)
Neritidos, Viviparjdos, Ancylidos (caracoles). Hydroptilidos (friganas). Unionidos (moluscos bivalvos). Corofiidos, Gammaridos (crustáceos). Platycnemididos, coenagriidos (libélulas).
a) Mesovelidos, Hydrometridos, Gerridos, Nepidos, Naucoridos, Notonectidos, b)
c)
d) c)
Pleidos, Corixidos (insectos). Haliplidos, Hygrobiidos, Dytiscidos, Gyrinidos, Hydrofilidos, Clambidos, Helodidos, Dryopidos, Elmintbidos, Crysomelidos, Curculiónidos (escarabajos). Hydropsichidos (friganas). Tipuiidos, Simuliidos (dípteros), Planariidos, Dendrocoelidos (tríclados).
a) Baetidos (efémeras). b) Sialidos (alderíly). c) Piscicolidos (sanguijuelas). a) Valvátidos, Hydrobiidos, Lymnaeidos, Fysidos, Planorbidos, Sfaeriidos (careó les, bivalvos).
b) Glossifoniidos, Hirudidos, Erpobdcllidos (sanguijuelas). c)
Asellidos (crustáceos).
n)
Chironomidos (dípteros).
a) Oligochaeta (clase completa) (gusanos).
3 3 2 1
Adaptado de Moss, 19SS.
. en cinco niveles p ara las diferentes especies que refleja su tolerancia a la contam inación orgánica. L as especies intolerantes reciben una p u n tu a ción elevada, que au m en ta a m edida que lo hace la abundancia de la m uestra (T abla 6.9). A .la s especies tolerantes se les adjudica una baja puntuación, que dism inuye a m edida q u e aum enta la abundancia de la
366
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 6.5. Resultados de un estudio sobre ríos británicos realizado en 1985 a partir del esquem a del B M W P y porcentaje de ríos sup e rvisad os que se clasifican en cada grupo segú n la calidad del agu a (1A-4) (de la clase 1A — alta calidad— a la clase 4 — m ayoritariamente contam inados) Porcentaje de la longitud del río en cada clase Bueno
A utoridad h id ráu lic a // ■
^ Anglia Northumbria Noroeste Sevem Trent Sur Suroeste Támesis Gales Wessex Yorkshire Inglaterra y Gales
,V 10 62 49 18 31 25 24 53 26 40 34
•Acep-Pobre table IB ■ 48 25 12 36 44 41 41 30 35 37 34
32 10 17 33 22 27 28 11 32 12 22
9 2 17 12 2 6 7 6 6 8 9
L ongitud to ta l de P óbre’y río M alo ' . malo-. estudiada 3 -r 4 ' ’ífcni) ■ 0,2 0,8 5 1 0,2 0,6 0,1 0,6 0,6 3 2
9 3 22 14 3 6 7 6 7 12 10
4.328 2.784 5.323 5.150 1.992 2.941 3.546 4.600 2.467 5.767 3S.S96
Los porcentajes se redondean al número mayor más cercano, por lo que no siempre suman 100 por 100. Según Chave, 1990.
3.
m uestra. A cada esp ecie presente corresponde u n a p u n tu ació n y m e d ia n te la su m a de las cifras individuales se obtiene e l ín d ice biótico d e un lugar determ inado. N o existe lím ite superior, p e ro aquellas zonas en las que se alcancen valores <300 se consideran m o d erad am en te co n tam in a das, m ientras que los valores situados entre 300 y 3 .0 0 0 corresponden a puntos p oco o no contam inados. U n a m o d ificació n de este m éto d o lo constituye el P ro m ed io de puntu ació n C handler (A v erag e C handler Seore), q u e corrige, adem ás d e la contam inación, la v ariació n de las c o n d i ciones am bientales (tales com o cam bios estacio n ales o inundaciones), (datos no publicados de P. S. G iller). L a m ay o ría d e esto s índices se h an desarrollado p a ra evaluar la co n ta m inación orgánica. P ero tam bién se h a creado u n n u ev o índice p a ra la detección de m etales p esad o s (C lem ents et a l , 1992), llam ado ín d ic e de la sensibilidad d e la com u n id ad (Index o f C om m unity S ensitivity). Se m ultiplica la m edida de la sensibilidad de cada u n o de lo s trece tax o n es dom inantes a concentraciones conocidas de m etales pesados en c o m e n tes experim entales p o r su abundancia relativa y se su m an las p u n tu acio nes p a ra hallar un v alo r total p ara ese em plazam iento. E sta aproxim ación resu lta m ás útil p a ra los trabajos a n iv el nacional (C lem en ts et a l , 1992). O t o aproxim ación general se fu ndam enta en las alteracio n es del nú m ero total d e especies y sus n iveles de preponderancia. U n problem a de co n ta m inación leve, aun q u e im portante, no siem pre e lim in a todas las especies indicadoras de aguas lim pias pero s í p uede red u cir el nú m ero de ejem pla-
Tabla 6.6. Esq uem a del índice biótico Trent aum entado, se gú n W o o d iw iss *. El índice de un lugar viene dado m ediante la puntuación otorgada á la form a anim al m e n o s tolerante presente en una m uestra dado u n nú m ero x (0-1 a 4 1 -4 5 ) que representa el tota) de g r u p o s «presentes»; así a una especie de Plecóptero y un total de 23 « g r u p o s » corresp onde u n í n d i c e d e 10 f--';
;
i'í ’
-1
!-
•: '! • . í ;■! - t f e i Í-. : ' •' . -v’ -í 1 - •’ • ••• ' •" • • . ! J: ! •! V ! !'v í-h R e g ió n b io g e o g rá fíc a : M id la n d * , I n g la t e r r a . N infas p lecópleras p resen tes N infas e fem erópleras L a rv as tricóptenis
M ás d e u n a e sp ec ie S ó lo u n a esp ec ie M á s d e u n a c s p c c te f S ó lo una esp ec ie f M ás d e una e sp ec ie t Só lo uria e sp ec ie J
!
10 -1 ;
!;• u':. 1 2 -5 .!
{ ' 'í i " ’.! :1;: i i
— — — _ 4
.
i! N ú m e r o t o t a l d e « g r u p o s » p i e s e n t c s § ; ! ¡Ó -IÓ
1 1 -1 5
1 6 -2 0 : 2 1 -2 5
2 6 -3 0
3 1 -3 5
3 6 -4 0
4 1 -4 5 X!
• • ' -i ;:' ó'i-
ín d ic e s b ió tic o s
»
7 6
8 7
9 8
10 9
11 10
12 11
13 12
14 13
15 14 ;
6 5
7 6
s 7
9 8
10 9
11 10
12 11
13 12
14 13
5 4
6 5
7 6
8 7
9 S
10 9
11 10
12 11
13 12
A usen cia d e to d as las e sp ec ie s a n te rio re s
5
6
7
8
9
10
11
12
A u sen cia d e to d as las e sp e c ie s a n te rio re s
3 •>
4
A scllu s presentes
3
4
5
6
7
S
9
10
11
G usanos tu b ifo rm e s y /o larv as C hiro n o m id rojas presen tes
A u sen cia d e to d as fas e sp ec ie s an terio res
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
A u sencia d e iodos los tip o s a n te rio re s
P o sib le p rese n c ia d e o rg an ism o s q u e no req u ie re n o x íg en o , c o m o la E rista iis ten a x
0
1
2
| E x cep to B o e iis rhadani. f E n está sección se in clu y e el lia e r is r h a d a n i (E fe m .) para su cla sific ac ió n . § E l térm ino «grupo» en re la c ió n c o n el ín d ic e b ió tic o se refiere a c u a lq u ie r e s p e c ie in clu id a en la s ig u ie n te lista d e o rg an ism o s o g ru p o s d e o rg an ism o s:
367
* /a m e s y E vison, 19791
T o d a s las fa m ilia s d e T ric ó p ie ra (frig an n ). T o d a s las e s p e c ie s d e larv as de N e u ró p le ra (ald c rfly ). L a fam ilia C h íro n o n iid o s (la rv as d e m o sca d e a g u a , C U ironom as CU, tfutm m i). C h iro n o m u s CU. T h u m m i (b lo o d w o rm s). L a fam ilia d e S im u lid o s (la rv as de b lack -fiy ). T o d a s las e sp ec ie s c o n o c id a s d e o tras larv a s d e m o scas. T o d as las e sp e c ie s c o n o c id a s d e C o le ó p te ro s (e s c a ra b a jo s y larv as d e e sca ra b a jo s). T o d a s la s e sp ec ie s c o n o c id a s d e ’H y d ra c a rin a (w a te r m iles).
DEL AGUA
T o d a s las esp ec ie s c o n o c id a s d e P ia ih y h e lm in ih e s (g u sa n o plano,). A nnelida (gusanos, ex c lu id o e l g é n e ro N ais). G é n e ro N ais. T o d a s las especies c o n o c id a s d e H iru d in ea (san g u iju elas). T o d a s las especies c o n o c id a s d e M o lu sco s (caraco les). T o d a s las especies c o n o c id a s d e C ru stáceo s (hog louse, lan g o stin o s). T o d a s fas especies c o n o c id a s d e P iecó p tero s (stn n e-fly ). T o d o s lo s g é neros c o n o c id o s d e E fe m e ró p lc ro s (efém eras, e x c ep to B a e tis rhotlani). B a c tis rhadani (efém era).
CONTAMINACIÓN
G a n im a ru s presentes
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DEM
’
I C f I ( i C ii i C ( f ( | | | ( | ( ( ( ( | ( | i i I ( i I I
368
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 6.7. E sq u e m a de índice biótico ERU utilizado en Irlanda y que establece cinco puntuaciones de índice o valores «Q» (Q5, buena calidad; Q4, calidad aceptable; Q3, calidad dudosa; Q2, calidad pobre; Q1, mala calidad). El índice Q s e fundam enta en la abundancia relativa de cinco grupo s indicadores de fauna, A-E (ERU, 1992) G rupos de fa u n a ¡ ín d ice biótico Sustratos de erosión (por ejemplo, rápidos)
5 4 3 2 I
Sustratos de depósitos (por ejemplo, zonas de flujo lento)
5 4 3 2 1
Diversidad de la com unidad Elevado Ligeramente reducido Muy reducido Bajo Muy bajo Relativamente elevado Ligeramente reducido Muy reducido Bajo Muy bajo
+ + + + = Bien representado o dominante + + = Presente en pequeñas cantidades
C
B
v-. -■ ++ ++ ++
+++ ++++
++ +++
+~ ++
+“ +-
-
+-
++++ +-
+ ++ ++ ++ +-
++ ++ + ++++
+-
+ +++
++ +
-
++
+++ +
++
+“
-
+-
++ +-
+++ +++ -
++ + ++ + ++++
+-
+ + + = Común - = Ausente + - = Escaso o ausente
Grupos indicadores: taxones claves G rupo B •• G rupo A" F o rm a s menos F o rm a s sensibles... sensibles Plecópteros (excepto Leiicira, Ncmouridos) Heptageniidos Siflonuridos
G rupo C F o rm as re la ti vam ente .fole’ rantes
Leucra
Trieladida Aneylidos Nemouridos Baetidos (excep Neritidos to B. Rhodci’ Astacidos ni) Gammarus Leptoflebiidos Baciis rhodani Caenidos Efemerelidos Efeméridos Limnefilidos Tricópteros Hydroptilidos ■ (excepto Glossosomatidos Lironefilidos, Uncased HydvoptiliTríchoptera dos, GlossoColeópteros Coenagriidos so ni ácidos) Odonata Sialidos Tipulidos (excepto Simuliidos Coenagriidos) Hemípteros Afelocheirus (excepto
Rheotanytarsus
Afelocheirus) Hidracaiina
G rupo D F orm as tolerantes'
Hirudinea Moluscos (excepto Aneylidos y Nitritidos)
Asdlus Chironomidos (excepto
Chironomus y Rheotanytarsus)
. r. G rupo E ' F orm as m ás tolerantesTubificidos
Chironomus
PERSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N T A M IN A C IÓ N D E L AGUA
369
Tabla 6.8. Resultados de estudios de contam inación en ríos irlandeses durante un período de veinte años sobre una línea de referencia de 2.900 km según el esquem a de evaluación de la calidad del agua ERU . Las cifras representan los tram os de río a los que corresponde una clase de agua específica (con porcentajes) C lasifica-' ción Q
1971-
1981 .
1986 -
2.400(83)
1990
C lase A
No contam inado
2.250(78)
2.000(69)
1,900(65)
C lase B
Ligeram ente contam inado
150(5)
324(11)
580(20)
570(20)
C lase C
M oderadam ente contam inado
150(5)
206(7)
240(8)
380(13)
C lase D
G ravem ente contam inado
200(7)
120(4)
80(3)
50(2)
res y aum entar el volum en de form as m ás tolerantes. E stas alteraciones no siem pre se detectan m ediante los índices bióticos pero una m anera eficaz de hacerlo requiere el cálculo de los índices de diversidad. C uanto más diversa sea una com unidad m ejo r será la calidad del agua, pero p or regla general se suelen com parar los valores en la escala tem poral o entre puntos contam inados y otros que no lo están. La dism inución .de la d iv er sidad indica el descenso del nivel de calidad del agua y la existencia de contam inación o algún otro problem a. El índice m ás com únm ente utili zado, sobre todo en los E stados U nidos (W ashington, 1984), es el índice de diversidad Shannon-W iener, que se fundam enta en la teoría de la in form ación, siendo H = E P¡ lo g e P¡\ donde P¡ es la proporción de un taxón i con relación al núm ero total de individuos de todos los taxones de la m uestra. Las ventajas de los índices de diversidad sobre lo s bióticos son: a) b)
En los índices de diversidad sim ples, basta con distin g u ir las d iferen tes especies u organism os y no es necesario identificarlos. No se necesita inform ación sobre la tolerancia a la contam inación. Sin em bargo, los índices de diversidad no ofrecen inform ación sobre el tipo de contam inante y no ex iste consenso en cuan to a qué valor indica que un sistem a está contam inado. La investigación de W ilm en E stados Unidos (W ashington, 1984) catalogó valores estab leci dos según el índice S h an o n -W ien er inferiores a 1,0 com o in d icad o res de aguas considerablem ente contam inadas y en tre 3,0 y 5,0 com o no contam inadas. N o obstante, se han hallado valo res situados entre 1,7 y 2,5 en sistem as no contam inados, por lo que es necesario esta blecer com paraciones tem porales de resultados o btenidos en un p u n to dado o entre puntos sim ilares p a ra detéctar de m anera exacta la contam inación. D e todos m odos, a pesar del uso generalizado del índice Shannon-W iener, éste se d eb e aplicar con precaución en lo que a la im portancia biológica se refiere (W ashington, 1984).
370
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabla 6.9. Esquem a del índice biótico Chandler Score. A cada especie especificada se le otorga una puntuación se gú n su nivel de abundancia relativa en una muestra tem poral recogida durante cinco m in uto s en un arroyo o río. El Chandler Sco re global de la muestra es la su m a de todas las puntuaciones individuales de las diferentes especies Nivel de abundancia
D e l -F G rupos presentes ■ en la m u estra : ~ Todas las especies de
_ V --' : P u n to s obtenidos
Piernona alpina
w
***
Nais Especies que respiran aire Vida no animal
Todas las especies de
W Todas las especies de Todas las especies de Todas las especies de Géneros de Géneros de Géneros de
^0
Wr
Todas las especies de Todas las especies de Géneros de Todas las especies de Todas las especies de Todas las especies de Todas las especies de
Chironomus riparius Todas las especies de
555 1 C
-V. -
Taenopterygidos Perlidos, Perlodidos Isoperlidos, Cloroperlidos Leuctridos, Capniidos Nemouridos (excepto Amfimemura) Efem eroptera (excepto Baetis) Cased caddis, Megalópteros Ancylus Rhyacofila (Tricópteros) Dicranota, Lininofora Siniulium Coleópteros, Nematodos Amfinemura (Plecópteros) Baetis (efemerópteros) Gammarus Uncased caddis (excepto Rhyacofila) Tricladida (excepto P. alpina) Hydracarina Moluscos (excepto Ancylus) Chironomids (excepto C. riparias) Glossifonia Asellus Sanguijuelas excepto Glossifonia, Haemopsis Haemopsis Tubifex sp.
w
-
1*1
90
94
98
99
100
84 79 75 70 65 60 56 51 47 44 40 38 35 32 30 28 26 25
89 84 80 75 70 65 61 55 50 46 40 36 33 30 28 25 23 22
94 90 86 82 77 72 67 61 54 48 40 35 31 28 25 21 20 18
97 94 91 87 83 78 73 66 58 50 40 33 29 25 22 18 16 14
98 97 94 91 88 84 75 72 63 52 40 31 25 21 18 15 13 10
24 23 22 21 20 19
20 19 18 17 16 15
16 15 13 12 10 9 0
12 10 12 7 6 5
8 7 9 4 2 1
N i v e l e s d e a b u n d a n c i a e n e l s i s t e m a d e « p u n tu a c ió n »
Nivel
N.° p o r m u e stra de. S m in
P: presente F: escaso C: común A: abundante V: muy abundante
Según James y Evison, 1979.
1-2 3-10 11-50 51-100 100
C o m e n ta rio s:. Puede ser empujado desde la zona supe rior de la corriente Probablemente autóctono aunque raro
PERSPEC TIV A S EC O LÓ G ICA S D E LA C O N TA M IN A C IÓ N D EL AGUA
371
U so d e o rg an ism o s e n m ed io s c o n tro la d o s. E stas técnicas de evaluación casi siem pre aplicadas en laboratorios han constituido la m anera tradicional de m edir los efectos de algunas concentraciones de sustancias quím icas, p o r eje m plo, p ara evaluar los efecto s tóxicos d e m uestras de ag u a o de efluentes sobre organism os en pruebas d e toxicidad (ensayos biológicos; véase C apítulo 5). Un m étodo alternativo es la utilización de los efectos del cam bio de la calidad del agua sobre ciertos organism os, por ejem plo, en peces. E stas pruebas se pueden llevar a cabo en laboratorios situados sobre el terreno y b ajo condiciones controla das m ediante la realización de ensayos dinám icos o «sistem as toxalerta» (Fig. 6.3) y pueden advertir tem pranam ente las alteraciones negativas de la calidad del agua. A c u m u lac ió n b io ló g ica. Se pueden e x am in aren el m edio natural m uestras de varias especies para co n tro lar la presencia de niveles relativos de sustancias que pueden bioacum ularse, com o los m etales pesados, los organoclorados y PC B, por ejem plo, O ’H alloran et al, (1993) en aves, M asón y O ’Sullivan (1 992) en m am íferos y Philips y S eg ar (1986) en invertebrados m arinos. P or otro lado, los organism os indicadores se pueden situar en el m edio p a ra controlar la calidad del agua, tal y com o se procedió con los m ejillones m arinos en el program a d e v ig i lancia de estos m oluscos (B ayne, 1978). M é to d o s patoló g ico s/m o rfo ló g ico s. M uchos organism os experim entan c re cim iento anorm al y alteraciones m orfológicas de los tejidos corporales com o consecuencia de un período prolongado de exposición a los contam inantes. E stos cam bios se identificarán fácilm ente y servirán como p rim er indicio de las a ltera ciones negativas potenciales de la calidad del agua, p o r ejem plo los p eces en estuarios (M ulcahy et a i , 1987), o m oluscos y TB T (B ry an et a i , 1986).
Figura 6.3. Ejemplo de ensa yos dinám icos con peces que se utilizan para el control continuo de'la toxicidad de una masa de agua mediante el paso de cierta cantidad a través del aparato de análisis (según Chapman, 1992).
372
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
En los siguientes apartados se describirán los p rin cip ales co n tam in an tes acuá ticos y se tratarán algunos de sus efectos principales y cam bios a la rg o p lazo que han em pobrecido significativ am en te la calidad del ag u a en ríos, lag o s y m ares durante las pasadas décadas.
6.4. CONTAMINANTES ACUÁTICOS E l térm ino contam inante se d escrib ió en el C apítulo 5, d o n d e se estab le c iero n dos tipos principales: • A quellos que afectan al m edio físico 0 A quellos q ue son directam en te tóxicos para los organism os Se han censado 1.500 sustancias contam inantes en sistem as acu ático s que han sido recientem ente clasificadas p o r M asón (1991) (v éase T ab la 6 .1 0 ). A esta lista hay que añad ir el calor, que no se p u ed e incluir en n inguna d e las categorías señaladas. A lgunos de los com puestos interactúan p o r adición, antagonism o o sinergia, y provocan respuestas diferentes en los sistem as acuáticos. L a in flu e n c ia de las sustancias contam inantes en aguas naturales v ariará d e acuerdo c o n el contam i nante, las condiciones locales y los organism os afectados. Los contam in an tes pueden actu ar al m enos de tres m aneras diferentes: 8 S e establecen y provocan la m u erte de organism os vivos, p o r ejem plo, los eflu en tes de la m inería, las aguas residuales apenas tratadas y lo s sedim en tos de éstas • R esu ltan m uy tóxicos y m atan d irectam ente a otros organism os; es el caso de los efluentes industriales y los m etales p esad o s en co n cen tracio n es rela tivam ente' el e v adas
Tabla 6.10.
Clasificación de contam inantes acuáticos segú n el grado de biodegradabilidad D e g ra d a d le s'
~;
Aguas re-siduaJes y estiércol de ganado. Fertilizantes agrícolas y nutrientes de vegetales. Residuos de procesamiento de alimentos (in cluidas las fábricas de cerveza). Residuos orgánicos de papeleras. Residuos industriales (sobre todo petroquímicos). Petróleo y derivados. Aniones de sulfuro y sulfilo. Detergentes. Dispersantes de petróleo.
No degradables Partículas inertes (arcilla, residuos de minería, etc.). Plásticos fabricados por el hombre. Metales pesados (por ejemplo, cromo, cobre, plomo). Hidrocarburos iialogenados (DDT, PC B )f. Radioactividad f. Acidos y álcalis. Emisiones de gases industriales. Organofosfatost-
t No cL'gradablc a corto plazo pero se degradará/descompondrá a largo plazo.
P E R S PE C T IV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N TA M IN A C IÓ N D E L AGUA
373
6 Influyen indirectam ente en los organism os, p o r ejem plo, m ed ian te la re d u c ción de] abastecim iento de oxígeno, la adición de fertilizantes (véase eutrofización) o lo s efectos subletales de com puestos que actúan sobre el cre ci m iento, la reproducción, etc. En las secciones siguientes se estu d iará la contam inación de agua dulce, e s tuarios y m arina separadam ente. A u nque resulta evid en te que m u ch o s de los p ro cesos y fuentes de contam inantes coinciden p arcialm ente, los usos e im portancia de varios recursos acuáticos son claram ente d iferentes y m erecen se r analizados por separado.
6.5.
CONTAMINACIÓN DE AGUAS DULCES
En este apartado se estudiará específicam ente la contam inación orgánica, la p rin cipal form a de polución de los sistem as de agua dulce; a continuación se tratarán otras dos graves preocupaciones, la eutrofización y la acidificación, como e stu dios de casos ilustrativos de la contam inación d e los sistem as de agua dulce.
6.5.1. La contaminación orgánica Con m ucho, el m ay o r volum en de vertid o s en sistem as de agua d u lce está fo rm a do de m ateria orgánica, aguas residuales m unicipales, procedentes d e la industria y de la agricultura. Estos residuos líquidos son ricos en m ateria orgánica y se descom ponen en presencia de oxígeno m ediante la actividad b acteriana, lo que afecta a los niveles de oxígeno disuelto en el agua, y a los nutrientes que se liberan, com o n itrato s y fosfatos. S e dice que estos residuos tien en una gran d e m anda de oxígeno. L a reducción de la concentración de oxígeno .del agua, p ro v o cada p o r la activ idad de las bacterias aeróbicas, se com pensa p o r la difusión del oxígeno de la superficie y de las zonas cercanas con elevada concentración d e este gas. E ste proceso de reabastecim iento resulta, no obstante, len to y a m edida que e l nivel de oxígeno desciende, se m ultiplican las bacterias anaerobias, c ap a ces de oxidar com puestos orgánicos sin presencia de oxígeno. L o s productos finales resultantes d e la actividad d e estas bacterias son el sulfuro de hidrógeno, m etano y am oniaco y resultan tóx ico s para la m ay o ría d e los organism os superio res. C onsiderem os a continuación los efectos de la contam inación orgánica en una com unidad fluvial. C uando los residuos o rgánicos entran en u n sistem a acu á tico, un río en este caso, se p ro d u ce una respuesta característica de dism inución de los niveles de oxígeno, m ediante los procesos anteriorm ente descritos, en la zona inm ediatam ente in ferior a su origen. El perfil longitudinal de la concentra ción de oxígeno recibe el nom bre de cu iva d e d é fic it de oxígeno. L a proporción del déficit d e la curva y la longitud de la zona río abajo afectada dependen del nivel de contam inación (Fig. 6.4). L a form a de la curva dependerá también del flujo y puede cam biar según la estación; así, en condiciones de escaso flujo p re-
374
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
P u n to d e v e rtid o
Figura 6.4. Efecto de diferentes niveles de vertidos de efluentes orgánicos en el contenido de oxígeno del agua fluvial para ilustrar la curva de déficit de oxígeno. valecen los niveles de oxígeno m ín im o s a lo largo d e grandes distancias. E l n ivel de desoxigenación v ariará según p arám etro s tales c o m o la tem peratura, la d ilu ción del efluente, e l grado de aireació n del río, la D B O del vertido y de las aguas de recepción y la cantidad de otros organism os del río, etc. L a recuperación de los niveles de oxígeno se produ ce m ed ia n te la dilución del eflu en te y la reducción de éste p o r descom posición. L a reo x ig en ació n río abajo tam bién au m en ta los n iveles de oxígeno y la c u rv a de déficit del oxígeno rep ercu tirá grav em en te en la bio lo g ía del sistem a. Los in cid en tes graves d e contam inación pueden p ro d u c ir la co m pleta desoxigenación y u n m edio anó x ico , lo que p rovoca la to tal elim inación de la biota. Sin em bargo, la m ayoría d e las veces, el nivel de contam inación no es tan grave. A nte el v ertid o continuo d e co ntam inación org án ica pesada, las c o n se cuencias para la calidad del agua y los niveles de o x ígeno son tales que se im p o n e la división en zonas de anim ales, p lan tas y p oblaciones m icro b ian as río abajo (H ynes, 1969) (Fig. 6.5). L as Figuras 6.5(a) y (b) rep resen tan los cam bios q uím icos de la p arte in fe rio r de un río que recib e el vertido d e efluentes. Los niv eles de sólidos en suspensión y D B O son elevados en las cercan ías del punto d e vertido y el n ivel de oxígeno desciende rápidam ente. D e esta m an era, los niveles de am on íaco , nitrato y fo s fa to son elevados en el lugar de v e rtid o pero, a m ed id a que se d escom pone la m ateria orgánica, alcanzan diferen tes puntos m ás altos de concentración en las aguas de recepción a diferentes distan cias de la fu en te de contam inación. E stos cam bios están influenciados p o r m icroorganism os y afectan a los m acro o rg an ism os del río, com o se aprecia en las F ig u ras 6.5(c) y (d ). L a ab un dan cia de b a c te rias y hongos en las aguas resid u ale s es elevada en las cercanías del punto de vertido y produce un im pacto sign ificativ o en el n iv el de oxígeno. E sta reducción del oxígeno p ro v o ca el declive d e la diversidad de los m acroin v erteb rad o s de aguas lim pias (Fig. 6.5(¿f)). L as esp ecies m ás tolerantes (por ejem plo, los gusanos tubiform es) sobreviven y p red o m in an cerca del punto de entrada del efluente y reaparecen progresivam ente fo rm as de aguas m ás lim pias a m ed id a que la cali-
PE R SPEC T IV A S ECO LÓ G ICA S DE LA C O N TA M IN A C IÓ N D E L AGUA
375
D e s c a rg a del
Figura 6.5. Exposición en forma de diagram a de ios efectos de un efluente orgánico en un río y alteraciones que se advierten a m edida que se avanza río abajo desde un punto de vertido de contaminación: (a) y (b) representan ca m bios físicos y quím icos, (c) cam bios de m icroorganism os y (d) alteraciones de anim ales m ayores (según Hynes, 1960).
dad del agua m ejora río abajo. D e hecho, estas alteraciones de la fauna son u tili zadas para ayudar a co ntrolar la contam inación y para c alib rar la calidad del agua, com o ya vim os en los apartados anteriores. En el C apítulo 7 aparecen m ás detalles sobre los aspectos cuantitativos de la curva de d éficit del oxígeno.
6.5.2. Eutroozación L a eutrofización se p u e d e definir com o el enriquecim iento de las aguas d e n u trientes vegetales inorgánicos. Los n utrientes suelen ser el nitrógeno y el fó sfo ro
376
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
y provocan el au m ento de la p ro d u ctiv id ad prim aria. A q u í h ab larem o s de e n ri quecim iento artificial, lo que tam bién se conoce p o r « e u tro fíz ació n cultural». S e trata de una distinción im portante p orque la eutro fízació n de la s aguas es un proceso com ún de la vida de los lag o s de agua dulce q u e tien d en a cam b iar de form a natural de un sistem a o lig o tró fico a uno eutró fico con el p a so del tiem p o (véase C apítulo 5). L as características generales de los sistem as o lig o tró fico y eutrófico se detallan en el C apítulo 5, T ab la 5.2. N o h ay q u e olvidar- que la eu tro fixación tam bién se prod u ce en lo s sistem as m arinos (v éase A p artad o 6.7.1). A ntes de estudiar- detalladam ente este proceso, es im p o rtan te resaltar- u n a se rie de factores que influyen en la aparición de la eutro fízació n : en p rim e r lu g ar, el estado trófico o de nutrientes de la m asa de agua (v éase F ig. 5 .6 , C ap. 5 ), en segundo, las características de esta ú ltim a (a saber, tam año, tiem p o de re sid e n c ia del agua) y, en te rc e r lugar, su su scep tib ilid ad a la tem p eratu ra y estratificació n del oxígeno y si se trata d e un lago m onom íctico o d im íctico (v éase C apítu lo 4). E l grado de pro d u ctiv id ad se p u ed e clasificar según el n ivel m ed io anual del fosfato que entra en un sistem a y la producción m ed ia an u al d el crecim ien to vegetal en form a de clorofila-a. E n la clasificación d e la O C D E d e los estad o s de m asas de agua, aparecen rep resen tad o s una gran v aried ad d e lagos y dem ás tip o s de éstas (T abla 6.11). Tabla 6.11. V ersión modificada del esquem a de clasificación de la O C D E basado en los valores de las concentraciones anuales m áxim a s de clorofila-a. Tam bién aparecen indicadores relacionados con la calidad del agua y la probabilidad de contam inación
Categoría .trófica 'del., lago (códigos e n tre : ’ paréntesis)
Nivel;.. máximo . anual de ; tiorofila-á (m.e/m3)
Ultra-oligouófico/ oligoüofíco (0)
Mesotrófico (M) Eutrófico
Creci miento de algas
Conse cuencias P ro b a b i-,. ■negativas. lidad de p ara el c o n ta -. . uso m ulti- • minación ' funcional del lago -
Bajo
Bajo
Muy baja
Probablemente ninguna
,8-25
Moderado
Moderado
Baja
Muy pocas
26-35
Sustancial
Puede ser elevado
Importante
Pueden ser apreciables
Fuerte (s-E)
36-55
Elevado
Elevado
Fuerte
Apreciables
Elevado (li-E)
56-75
Elevado
Probable mente total
Elevada
Elevadas
Muy elevado
Probable mente total
Muy elevada
Muy elevadas
Moderado ( iti-E)
Hipereutrófico
: Grado de desoxigenación en hipo. ■; limnión
>75
PE R S PE C T IV A S ECO LÓ G ICA S D E LA C O N TA M IN A C IÓ N D E L AGUA
379
Tabla 6.12. A lg u n o s de los efectos principales de la eutrofízación en el ecosistem a acuático de recepción y los problem as que plantean Efectos en parámetros físicos, químicos y biológicos 1. Disminución de la diversidad de especies y alteración dela biota dominante. 2. Aumento de la biom asa vegetal y animal. . 3. Aumento de la turbiedad. _ 4. Aumento del nivel de sedimentación, lo que reduce la longevidad del lago. 5. Posibilidad de desarrollo de condiciones anóxicas. Problemas 1. Dificultad de tratamiento y abastecimiento del agua potable con sabor y olor inacepiables. 2. El agua puede resultar peijudicial para la salud. 3. El valor del agua para usos recreativos puede disminuir. 4. El incremento de la vegetación puede impedir el flujo de agua y la navegación. 5. Especies importantes para el comercio pueden desaparecer (como salmónidos y corégonos (pescado blanco). Según Masón, 1991.
orig en reside en q u e el aumento d e fitoplancton obstaculiza el p ro ceso de filtra ción, lo que pro v o ca la dism inución d el rendim iento del agua en las plantas d ep u radoras. Por otro lad o , dim inutas células de algas se pueden co lar en el ab asteci m ien to para el co n su m o y .d esco m p o n erse.en las tuberías, lo que favorecerá la aparición de bacte rias y hongos que, a su vez, alterarán el sabor, el olo r y el c o lo r
D e s v ia c ió n d e l e flu e n te d e a g u a s r e s id u a le s
Figura 6.7. Recuperación del lago W ashington de 1963 a 1970 después del trasvase de los efluentes de agu a s residuales. El fósforo descendió rápida mente ya que las aguas residuales eran la m ayor fuente del lago de esta s u s tancia. El nitrógeno dism inuyó m en os porque las aguas superficiales que ali mentan al lago eran relativamente ricas en nitrógeno. La cantidad de fitoplancton (m edida por el contenido del agua en clorofila-a dism inuyó de form a paralela al fósforo (según Drebs, 1955).
380
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
del agua. En algunas ocasiones pueden inclu so aparecer in v erteb rad o s en el abas tecim iento dom éstico. L as algas verdiazules tam bién pueden resu lta r tóxicas (T a b la 6.13). E n varias zonas del globo se h a inform ado sobre la toxicidad de algunas v ariedades del tipo de alga C yanophyta , entre ellas A ustralia, E stad o s U nidos, A fric a del Sur e Israel. T am bién se h an dado casos d e envenenam iento de aves y p e c e s en 26 países europeos (T abla 6.14). E n N oruega, la m u erte de ganado v acu n o y lanar se atrib u yó a la floración tóxica de M icrocystis, y otros sucesos sim ilares acontecidos en C heshire, R eino U nido, tam bién se p rodujeron p or flo racio n es d e algas. '• L a gente que se baña en aguas eutróficas con algas v erd ia zu le s padece irrita ciones dérm icas y oculares, gastroenteritis y vóm itos. E ste tipo d e m olestias ta m bién puede aparecer en sistem as m arinos. L os niveles elevados de nitrógeno en el abastecim iento de ag u a acarrean un riesgo potencial, sobre todo para los bebés m en o res de 6 m eses, y a que la m etahem oglobina p ro v o ca la dism inución de la capacidad de tra n sp o rta r oxígeno d e la sangre, puesto qu e los ion es nitratos sanguíneos oxidan lo s io n es ferrosos de la hem oglobina rápidam ente. L a consecuencia clara de todo ello es el aum ento del coste y la necesidad de procesos de tratam iento adicionales. Tabla 6.13.
Com paración de la toxicidad de diferentes toxinas biológicas
■- ■; Toxina Botulinum toxin-a Toxina del tétanos Ricina Toxina de la difteria Toxina kokoi Tetrodotoxina Saxitoxina Toxina Cobra Nodularin Microcyslin-LR* Anatoxin-a Microcystin-RR* Curare Estricnina Amatoxina Muscarina Falatoxina Toxina Glenodin Cianuro sódico
F u e n te:,
Clostridium botulinum Clostridium tetani Ricinus coinnmnis Corynebacteríum diftheríae PhyUobares bicolor Sphaeroides rubripes Aplmizomenon flos-aquae Naja naja Noduiaria spumigena Microcystis aeruginosa Anabaena flos-aquae Microcystis aeruginosa Chrondodendron toinentosum Slryclmvs nux-vomica Amonita falloides Amonita muscaria Amonita falloides Peridinium polonicum
" ■ Nom bre com ún
Dosis letal + " ; ' ÍU )S,D ■
Bacteria Bacteria Castor bean plant Bacteria
0,00003 0,0001 0,02 0,3
Poison arrow frog Tamboril Algas verdiazules
2,1
Cobra Algas verdiazules Algas verdiazules Algas verdiazules Algas verdiazules Brazilian poíson arrow plant Planta Hongos Hongos Hongos Algas dinoflageladas
8 9 20 30-50 50 200 300-600 500 500 600 1.100 1.800 2.500 10.000
* Toxinas producidas por algas verdiazules asociadas con la eutrofízación. t LDS0 agudo en /¡g por kg de peso corporal mediante inyección intraperitoneal: en ratones y ralas. Según la Autoridad Nacional de Ríos, 1990.
PE RSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S D E LA CO N TA M IN A C IÓ N DEL AGUA
Tabla 6,14.
381
Incidencia de la toxicidad de las floraciones de algas verdiazules en a g u a s dulces europeas hasta 1989
Origen ,
R.eino Unido Noruega, Finlandia y Suecia (programa conjunto) Suecia Finlandia Hungría Grecia Italia
Número de enclaves con floraciones estudiados
Número de enclaves con floraciones tóxicas
Incidencia de la toxicidad de las floraciones (%)
24 51
18 30
75 59
27 103 3 4 2
15 45 3 4 2
56 44 100 100 100
:
Según dalos de ía Autoridad Nacional de Ríos, 1990.
C om o resultado del enriq u ecim ien to d e las aguas co steras y m arinas, se p ro duce la eutrofízación y su s efectos son sim ilares a los que se aprecian en sistem as de agua dulce (A partado 6.7). R e d u c c ió n y c o n tro l d e l c re c im ie n to veg etal. S o n m uchos los m étodos utilizados p ara controlar la eutrofízación en aguas superficiales, tales com o el control de la liberación d e nutrientes en m asas de agua o la elim inación de éstos, lo que acelera la salida de sustancias n u tritiv as, sella el lecho o fondo del lago e influye en el hipolim nion m ed ian te aireación. E l control d e la liberación de n u trientes de las m asas de a g u a se consigue m e jo r al lim itar la carga d e fosfato, pero cuando el agua es potable y se utiliza para el consum o hum ano, tam bién se debe reducir el nitrógeno, por ejem plo, m ediante un proceso biológico (nitrificación y desnitrificación) con bacterias, gracias a u n tratam iento prolongado se puede al canzar hasta un 90 por 100 de eliminación. El control de la contam inación orgánica se consigue m ediante el tratam iento de resid u o s para elim inar los nutrientes y dis m inuir sus efectos en la calid ad del agua. E n el lago W ashington, el 99 por 100 de los vertidos de aguas residuales se desviaron h acia el m ar en 1967, lo que propició la rápida recuperación del lag o y la caída de los niveles de fitoplancton, que, en tan sólo tres años, se situaron en un quinto de los alcanzados en 1963 (Fig. 6.7). En una de las m ayores zonas de lagos de E uropa, L ough N cagh, en Irlanda del N orte, se h a llevado a cabo con cierto éxito u n a elim inación de fosfato sim ilar. En 1967 un a floración de alg as verdes .interrum pió los procesos de tratam iento de la planta depuradora local, la pesca com ercial y los usos recreativos. En aquella épo ca, se trataba del lago m ás productivo de todo el mundo. D urante el periodo crítico, de abril a agosto, un 80 p or 100 del fosfato del lago procedía de aguas residuales vertidas por seis grandes río s. El drenaje de la tierra tam bién provocó la aparición de nutrientes. Se im plantaron m étodos de elim inación de fósforo y se logró red u cir sus niveles en el lag o ; se estim a que se redujo en un 50 p o r 100 el fosfato m ediante m étodos aplicados a las aguas residuales (Sm ith, 1970). E n el C apítulo 12 se detalla la elim inación de fósforo de la s aguas residuales m unicipales.
382
INGENIERÍA AMBIENTAL
T am bién se han em plead o otros m éto d o s de elim inación d e lo s nutrientes, incluida la aplicación d e productos q uím icos al ag u a p a ra red u cir al m ínim o los niveles del fosfato. Se h an utilizado soluciones d e sulfato de hierro p a ra dism inuir el fosfato y reducir las concentraciones de clorofila-a en B arton B ro a d , E ast A nglia, G ran B retaña (M asón, 1991). L a elim inación del fosfato de lo s detergentes dom ésticos constituyó u n avance fundam ental y la utilización d e pro d u cto s de sim ilares características en la industria de lácteos, com o p o r e jem p lo el uso del ácido fosfórico com o agen te lim piador, tam bién ha cesado, p o r lo q u e el volum en de fosfatos de las aguas su perficiales h a dism inuido. L a activación del eflu e n te de nutrientes m edíante el aum ento del flujo de agua supone la dism inución del tiem po disponible p a ra el crecim ien to del fi toplancton y, por ello, el fósforo desaparece del sistem a m ás ráp id am en te. T am bién se aplica la elim inació n de los sedim entos m ed ian te el d rag ad o , etc., pero puede p ro v o car la liberació n de m ás nutrientes en el sistem a y a g rav ar la si tuación. L a elim inación d e la vegetación tam bién ay u d ará a ex p o rtar los nu trien tes del sistem a. Sellar el lecho o fo n d o del lago o em balse p a ra p rev en ir el in tercam b io de fósforo entre el agua y lo s sedim entos constituye otro m étodo. E n e ste caso, se colocan m em branas com o el politeno en el lecho del em balse o lag o y se extiende una capa de arena sobre ellas. L a m em b ran a debe ten er agujeros p a ra perm itir la liberación de gases anaero b io s (C H 4, H 2S, etc.). L a m an ip u lació n d el h ipolim n ion m ed ian te aireación co n increm ento d e la circu lació n sup erficial se h a aplica do en em balses en L o n d res p a ra evitar las floraciones de algas. D e e ste m odo se evita que las algas y a existen tes perm an ezcan d u ran te m ucho tiem p o en la zona eufótica. Jorgenson (1980), H enderson-S ellars y M ark lan d (1987) describen di versos m odelos diseñados p ara controlar la eutrofízación.
6.5.3. Acidificación de aguas superficiales La eutrofízación es un p ro b le m a que afecta sobre todo a las tierras b aja s p obla das. En las tierras altas y o tras regiones m ás rem otas y despobladas d e rocas poco desgastadas p o r las co n d icio n es clim áticas y suelos de p o co espesor en geologías poco estabilizadas, la acidificación de lagos y ríos co nstituye una g rav e p reocu pación. D urante las dos últim as décadas, la acidificación d e las aguas superficia les ha constituido un p ro b lem a del que se h a ocupado en gran m edid a la actividad política y científica, d ad a su naturaleza transfronteriza. S e han id en tificad o los efectos que su acción p ro v o ca en el status quím ico, ecológico, eco n ó m ico y esté tico de ríos y lagos, así co m o graves repercusiones. E n la actualidad existen m u chas m asas de agua con b a jo pH , baja alcalinidad y elevada concentración de m etales com o consecuencia d e la acidificación y en m uchos casos e sto s cam bios han sido causados por el h o m b re, que h a alterado los ciclos b io g eo q u ím ico s (véa se C apítulo 2). L a acidificación de río s y lagos se h a descrito en varios p aíses de E uropa occidental, A m érica del n o rte y E scandinavia (H a n im a n y M orrison, 1982; H arrim an y W ells, 1985; W e llb u m 1988, E dw ards et. al., 1990). El alca n ce de estos
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
383
cam bios puede ser trascendental. P o r ejem plo, en N oruega, un á re a de 13 000 km2 carece de peces, y existen otras alteraciones m enores en 2 0 .0 0 0 k m 2, A lre dedor de 18.000 lagos en Suecia (un 20 p or 100 d e los cuales cuentan con m ás de 1 ha) registran un pH <5,5 en algún m om ento del año y la población de peces se ha visto afectada en 9.000 de ellos. A ntes de d etallar los efectos d e este proceso, estudiarem os el m ecanism o de acidificación. C ausas de la a cidifica ció n d e l a g u a dulce D eposición a tm o sfé ric a . E n un p rincipio se p en sa b a que Ja llu v ia acid a produ cida p o r la contam inación atm osférica era la única causa de la acidificación del agua dulce. E n la actualidad, resulta evidente q u e se trata de un pro ceso m ás com plejo. L a deposición atm osférica constituye sólo una parte del p ro b lem a y la acidificación de las aguas su perficiales sólo se producirá si la vegetación, los suelos y las rocas con las que entra en contacto an tes de llegar al a rro y o , río o lago no neutralizan la deposición ácida total (véase Fig. 6.8 del esquem a del cam ino). E ntre los contam inantes atm osféricos que provocan la lluvia ác id a se encuen tran los óxidos de sulfuro y n itrógeno em itidos p o r las plantas generadoras de energía a p artir de com bustibles fó siles y los ó x id o s de nitrógeno e hidrocarburos no quem ados em itidos p o r los m otores de com bustión interna d e los vehículos m otorizados. O tras fuentes potenciales de óxidos d e sulfuro son los cam bios q u í micos volcánicos de la atm ósfera, lo que supone la producción de contam inantes secundarios ( H N 0 3 y H 2S 0 4), que causan la acidificación del ag u a (véase tam bién el C apítulo 8). Los contam inantes alcanzan la superficie terre stre en form a de depósitos secos o disueltos en hum edad am biental, que se p recip ita com o lluvia y nieve o se deposita com o pequeñas gotas que reciben el n o m b re de «de posición oculta». L a influencia clim ática garantiza que tanto la concentración atm osférica como el nivel d e deposición de ¡os gases contam inantes sean interm itentes y varíen tem poral y espacialm ente, p o r lo que las precipitaciones en fo rm a de lluvia se producen en un breve espacio de tiempo. E n G ales medio, p or ejem plo, el 30 por 100 de la acidez total d epositada desciende a <5 p o r 100 d u ran te los días de lluvia, m ientras que m uestras de n iev e recogidas en la zona en fe b rero de 1986
Figura 6.8. Esquem a sim plificado de los factores que influyen en la acidifi cación de aguas superficiales (según Gee y Stoner, 1989).
384
INGENIERÍA AMBIENTAL
registraron valores de pH bajo s (3,5) lo que p ro v o có un p ulso ácid o en ¡as c o rrientes después de q ue se derritiera la nieve (G ee y Stoner, 1989). D e p u ra c ió n p o r la v e g e ta c ió n . L a vegetación es capaz de d e p u rar c o n tam i nantes «secos» y «ocultos» de u n a m an era m uy eficaz. C uando las aguas de llu v ia atraviesan las copas de lo s árboles d e bosques, los m ateriales depo sitad o s se la van de la superficie de las hojas. L as coniferas so n b uenas d ep u rad o ras d e los contam inantes atm osféricos y sales m arinas, com o se aprecia en la T ab la 6.15. A m enudo se plantan en tierras altas en las que flu y e la cab ecera de m u ch o s arroyos y lagos. L as coniferas no son el ú n ico tipo de veg etació n q u e d ep u ra los co n tam i nantes. L os niveles de fosfato e io n es de cloruro son superiores b a jo los ro b les que donde se p roduce la p recip itació n directa. Sin em bargo, ex isten suficientes cationes base para que se p ro d u z c a la n eu tralización, p o r lo que la p recipitación del suelo bajo los robles es p o r lo general m en o s ácid a q u e la precip itació n . A lgunos estudios llevados a cabo en G ales apu n tan que la ev ap o tran sp iració n puede representar e l 30 p o r 100 d e to d a el agua cedida, en co m p aració n con el 17 p or 100 de las cuencas ady acen tes a páram os. A sí, la evapotranspiración- p uede concentrar las soluciones d e lo s m ateriales dep o sitad o s en bosques d e coniferas, lo que agrava la acidificación (H o rn u n g y N ew son, 1986). G eo lo g ía y su elo s su b y a c e n te s . L as aguas su p erficiales sólo se acidulan si el suelo y la geología suby acen tes son incapaces d e am o rtig u ar los efectos de la precipitación ácida. D iferentes efecto s se p resen tan de una m anera clara y c o n se cuente en los casos e n los q u e el ácido y/o las finas cap as de suelo rep o san en u n a base de rocas sólidas pobres, com o p o r ejem plo, suelos p o dsólicos pardos, stagnopodsólicos, podsólicos, su elo s som etidos a gleización, etc. En esta base ro co sa se incluyen rocas ígneas, com o g ran ito s, pizarras y lutita litificada. R ecien tem en te se ha descubierto que p ara un tip o d ado de suelo, las co n cen tracio n es de a lu m i nio en el agua son entre dos y tres veces m ayores b ajo coniferas d e 25 años de
Tabla 6.15. Com paración de los valores m edios de tres parám etros q u ím i cos de la precipitación directa de la deposición m asiva (agua de lluvia) res pecto a dos clases de edad de coniferas, piceas y robles. S e indica el efecto dep urador de la vegetación pH Deposición masiva (agua de lluvia) Roble Piceas 12 años 25 años
Según Gee y Stoner, 19S9.
S 0 4(/¿eq/L)
C li>eq/L)
4,6 (3,4-7,1) 4,7 (4,1-6,3)
54 (21-240) 115 (39-444)
145 (12S-S73) 242 (56-451)
4,27 (3,7-6,0) 4,32 (3,6-5,9)
144 (37-1.181) 296 (51-1.512)
186 (S5-958) 268 (56-592)
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
385
edad que en la zo n a de páram o (G ee y Stoner, 1989). La p ied ra arenisca ro jiza y los suelos ricos en calcio resultan especialm ente favorables para am ortiguar los efectos de la acidez. L a capacidad de una cuenca para neutralizar la acidez depositada tam bién depende de la ru ta q ue sigue la precipitación hasta alcanzar la corriente receptora. P o r ejemplo, eñ algunas cuencas la capacidad neulralizadora en condiciones de poca corriente es satisfactoria, pero cuando se trata de corrientes considerables, upa elevada p roporción de corriente puede penetrar por esco rren tía superficial sin entrar en contacto con las bases neutralizadoras. Las alteraciones del drenaje ligadas a las m ejo ras del suelo o a program as de repoblación forestal agravan el porcentaje de escorrentía, en especial en condiciones de m ucha corriente. U tilización d e l te rre n o . D e lo que acabarnos de ver po d em o s deducir q u e la utilización que se h ag a de un tipo determ inado de suelo influirá de m anera im p o r tante en la calidad de las aguas superficiales. E sta interacción entre las aguas superficiales y el uso de la cuenca se conoce desde hace décadas (Hynes, 1975) (véase tam bién C apítulo 5). En las regiones altas templadas;, m u ch as de las c u en cas sólo resultan apropiadas para la ganadería y/o la repoblación forestal, dos actividades económ icam ente m arginales, por lo que son a m enu do subvenciona das por el gobierno. La repoblación forestal de coniferas constituye el tipo de vegetación natural de las regiones altas tem pladas. En m u ch o s otros países, la repoblación fo restal con plantaciones de coniferas exóticas se ha increm entado considerablem ente en las cuencas de las zonas altas d urante los últim os años. R esulta evidente qu e, si nos basam os en la estrecha relación que existe entre la silvicultura y la acidificación, este tipo de utilización del suelo d e la cu enca in fluirá en la calidad del agua de la c o m e n te (hidroquím ica) y, a la larga, en su ecología. A lgunas tierras sensibles al ácido se han m ejorado con vistas a la ag ri cultura, lo que h a aum entado Su capacidad neulralizadora y, p o r ende, reducido la acidificación de aguas superficiales. E fecto s de Id acid ifica ció n de las aguas superficiales C a lid a d de la s a g u a s su p erficiales. S e ha prestado m ucho interés a la in flu en cia de la acidificación en la calidad d e las aguas superficiales, no sólo en lo que afecta a la calidad del agua potable, sino tam bién debido a las alteraciones de la ecología de los sistem as causadas p o r la dism inución del pH . D ada la escasez y poca fiabilidad d e los datos históricos, hasta hace poco tiem po resultaba difícil describir las ten dencias espaciales y tem porales.de la acidificación. En el R eino U nido, el G rupo de Investigación d e A guas A cidas de G ales (W elsli Acid W aters R esearch G roup) exam inó 57 grupos d e datos procedentes de enclaves británicos y sólo pudo descu b rir una clara tendencia a la dism inución del pH en seis de ellos CJKAW RG, 19S6). B attarb eey sus colaboradores (1985) han exam inado las diaíom eas de lagos d e los sedim entos y elaboraron curvas q u e representaban las alteraciones del p H durante los últim os 150 años. En algunos lagos, el exam en de la diversidad y com posición de las diatom eas, en especial su transform ación en una especie resisten te al ácido, reveló una dism inución del pH de 0,5 a 1,2 u n id a des durante 15 añ o s. Al com parar los sedim entos extraídos de em balses de cu en
11 f f c 11 i f i f f f f t f f f €■ t r r f f n i t « • t € f
386
INGENIERÍA AMBIENTAL
cas repobladas y no p obladas de G ales se ha registrado una aceleración de la acidez en em balses repoblados. M ás recientem ente, la W elsh W a te r A uthority h a llevado a cabo un extenso m uestreo sem an al (150 enclaves) en zo n as sensibles al ácido durante 1984. U n 78 p or 100 de estos enclaves tenían un pH m ín im o < 5 ,5 y un 34 p o r 100 un pH m ínim o <4 ,5 . E n la actualidad existen p ruebas inequívocas de que la rep o b lació n forestal en áreas sensibles al ácido d ism in u y e el p H y aum enta la concentración de alum inio. H oy en día, varios estudios han m ostrado que el d año ecológico está causado por u n a com binación de acidez y u n elevado índice d e alum inio cu an d o las. c o n centraciones de calcio son bajas. El um bral a partir del cuál se p u ed e p rever el daño ecológico es p H < 5,5, cuando el alum inio m onóm ero láb il disuelto > 0 ,2 mg/1 y la dureza < 1 2 mg/1 com o C a C 0 3. L as variaciones estacionales y episó d i cas tam bién son extrem adam en te im portantes, al p ro d u c ir graves consecuencias ecológicas. En condiciones de m ucho flujo, en especial durante el invierno, los niveles de alum inio alcanzan p o r reg la general sus valores m ás altos, m ientras que el pH y las concentraciones de calcio se encuentran en sus n iveles m ás bajos. Por ejem plo, en estudios realizados en G ales, se prod u jo u n a bajada d e dos u n id a des de p H (6,0 a 4,0) y un increm ento en la co n centración de alum inio en u n periodo de 11 horas durante una to rm en ta (G ee y S toner, 1989). E n u n a corriente adyacente que fluía en un páram o se registró un descen so de pH d e 0,9. E l bajo pH de las aguas ácidas no es diferente del pH propio de m uchas b eb id as y co m i das de consum o cotid iano, p or lo que n o es probable que suponga riesgo alguno para nuestra salud. N o obstante, la acidificación del sum inistro d e agua potable p otenciará su p ropensión a disolver ciertos m ateriales, sobre todo m etales del suelo y de la red de tuberías (U K A W R G , 1989). L a concentración real de estas sustancias en el agua b ru ta en el punto d e abstracción dependerá de la form a y las cantidades en las q ue estén presentes en los suelos y rocas de la cu en ca de donde procede el agua. P o r ejem plo, de 11 lag o s escoceses, en tre aquellos en los que el pH m edio era inferior al 5,6, la concentración de 13 m etales era b a ja e in ferio r a la concentración aceptable m áxim a establecida en la directiva d e la U E sobre agua vigente en aqu ella época (EC, 1980). E xisten datos sobre aguas m ás ácidas con alto contenido en alum inio, h ierro y m anganeso, p o r ejem plo p H <4 ,6 . El agua q ue contiene estos m etales y m ateria orgánica p u ed e d epositar dichas su s tancias en el sistem a d e distribución dom éstica, lo q u e p rovoca la d ecoloración tem poral del agua del grifo. Sin em bargo, dado q u e la m ayor p arte del agua potable (p o r ejem plo, el ab astecim iento público de agua) se depura antes de ser consum ida (lo que incluye reajustes del pH , véase C apítu lo 11), es probable que el efecto com binado de la acidificación tan sólo in crem en te el costo del trata m iento del agua y no suponga un riesg o im portante p ara la salud. E fecto s b io ló g ico s d e la a c id ific a c ió n . L a acidificación p uede afectar a los organism os de m an era directa m ediante tensión fisio ló gica o indirecta p o r c a m bios en el abastecim iento d e com ida, provisión del h áb itat y p redación. C om o cabe esperar, la resp u esta del eco sistem a a la acidificación es m uy com pleja, com o lo son los pro ceso s ecológicos y de contam inación. E n los casos de escasa descom posición, la activid ad m icro b ian a dism inuye. P o r ejem plo, en E stados
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
387
U nidos, algunos estu d io s han dem ostrado que la cantidad y activ id ad de las b a c terias epilíticas .dism inuye en corrientes ácidas (U K A W R G , .1989). E n lagos, las diatom eas norm alm ente decaen cuando el pH < 5,5 y las algas v erd es filam en to sas predom inan en háb itats de litoral. E n aguas extrem adam ente ácidas existen m uy pocas especies, com o se aprecia en estudios llevados a cab o en E stados U nidos y el R eino U nido, que descubrieron una dism inución en la diversidad de especies de zooplancton. P o r ejem plo, F ry er y Forshaw (1 9 7 9 ) concluyeron que en las aguas más ácid as (pH 5,14) e x istían m enos especies.(9,8 de m edia) q u e en las aguas menos ácid as (pH 6,48; 11,26 de m edia de especies). M ás co n cretam en te, las especies d a p lm id y copepod no estaban presentes en aguas ácidas. P are c e ser que nutrientes com o el calcio del exoesqueleto y la d isponibilidad de co m id a fu eron factores m ás determ inantes q u e la acidez en sí. L os organism os de las corrientes afectados p or la acidificación son los m acroinvertebrados bentónicos, fundam entales para los procesos de autolim pieza de los sistem as de aguas dulces. L a relación entre el status ácido-base de las co m en tes de agua y lagos y la fauna de m acroinveitebrados se ha descrito y afirm ado e incluso se h an relacionado algunas diferencias contundentes de agrupaciones de invertebrados en varias áreas geográficas con la.acidez (Tow nsend e t al:, H ildrew y G iller, 1994). Por reg la general, la diversidad de las aguas ácidas es bastante reduci da (Fig. 6.9). E xisten dos hipótesis que explica]! este hecho: 1.
2.
Los efectos fisiológicos directos de los factores relacio n ad o s con la a c i dez, tales com o los iones h id ró g en o y algunos m etales p esad o s excluyen taxones sensibles. Los factores relacionados con la acidez influyen en los invertebrados de modo in d irecto m ediante interacciones de la cadena trófica, ya sea en sentido descen d en te (por ejem plo, la liberación de la predación de lo s peces) o ascen d en te (como la alteración del ab astecim iento de com ida). 50
□
A rro y o s e n p á ra m o s
Q A rro y o s e n z o n a b o s c o s a •2 4 0 -
30-
20O 10-
6*9
10-12
13-15
16*18
19-21
22-24
2 4 -2 5
27 -2 8
Figura 6.9. Porcentaje de frecuencia de la riqueza de fam ilias de m acroinvertebrados (núm ero de familias) en 25 lugares de estudio en páram os y cuencas pobladas de árboles que ilustran el efecto del aum ento de acidez de la corriente sobre la biología de corrientes repobladas de la región (según Omerod e t al., 1987).
388
INGENIERÍA AMBIENTAL
E n la actualidad, las alteraciones de la distribución g e o g rá fic a de los p eces debidas a la acidificación y a han sido descritas con rigor. L as aguas ácidas se caracterizan p o r la escasa d iversidad de especies y a m en u d o las anguilas son los únicos presentes en aquellas aguas con p H < 4,5. L a acidez a fe c ta a los peces en m uchos aspectos, sobre todo en la fisio lo g ía de las b ranquias y la sangre (control de iones alterados y status ácido-base) en la fisiología del aparato reproductor, en el desarrollo y desm ineralización, acum ulación de m etales y cam b io s de c o n d u c ta. E stos efectos son provocados p o r el pH o p or la co m b in ació n d e pH con alum inio. E n las aguas naturales, la im p o rtan cia relativa de los io n es hidrógeno y la toxicidad del alum inio v an an considerablem ente. En un ex trem o , algunos ríos de agua m arrón de C an ad á se caracterizan p o r p resentar p ro p o rcio n es m uy bajas de grupos de alum inio «m onom érico inorgánico y lábil», aun cuan d o el alum inio filtrable total sea abundante (L acroix y T ow nsend, 1987). L a fo rm ació n de io n es com plejos p o r p a ite de sustancias orgánicas elim ina la to x ic id a d del alum inio en este tipo de aguas y la elev a d a m o rtalid ad del esguín (cría del salm ón) se h a atribuido a la toxicidad del io n h idrógeno a p H <4 ,6 . P o r otro lado, estu d io s escandinavos han. apuntado el p redom inio de la toxicidad d e alu m in io lábil en lagos de agua clara (U K A W R G , 1989). E n algunos trabajos sólo la toxicidad del ion hidrógeno provocó pérdidas de electrólitos del p lasm a, p ero ú n icam en te cuando el pH < 4 ,6 . O tros anim ales tam bién se pueden v e r afectados, p ero la m ayoría de las in vestigacio n es se han centrado en anfibios (C um m ins, 1988) y aves, sobre todo lo s tordos de agua (O ’H alloran et a i , 1990; O m erod et a l., 1990). S o lu cio n es p o te n c ia le s . L a acidificación de las aguas su p erficiales se p ro duce por la depo sició n de ácidos, proceso que se ha acelerado en algunas zo n as debido a la rep o b lació n forestal de coniferas en las tien'as altas. L a alteración de la política de estas áreas de form a individual o colectiva, p ro p ic ia ría la adop ció n de técnicas p otenciales de m itigación. E ntre otras p o sib ilid ad es se encuentra la reducción de las em isiones, el en calado de las cuencas de páram os, restriccio n es a corto plazo de la repoblación forestal y el encalado directo de las aguas. L as em isiones, en especial las de dióxido de azufre, están co n tro lad as p o r las p la n ta s generadoras de en erg ía y se p revé que continúen a niveles sim ilares en el fu tu ro cercano. N o o bstante, se ha inten tad o co ntrolar estas em isiones; p o r ejem plo, el R eino U nido p ro p o n e la red u cció n de las em isiones en un 14 p o r 100 en 1997 m ediante la u tilizació n de desulfuración del gas de co m b u stió n (FG D) en las plantas (G ee y S toner, 1989). Sin em bargo, algunos in v estigad o res ap untaron que, dado que la dem anda de electricid ad no deja de au m en tar, se debería lo g ra r una reducción del 5 p o r 100. P o r otro lado, recientes estudios h an indicado q u e la reducción de em isiones de sulfatos h a causado la dism inución de deposiciones de otros cationes, q ue en el pasado han contribuido en cierta m ed id a a co n trarrestar la acidez, p o r lo q u e se esp era que el efecto neto d ism inuya aú n m ás (H edin et al., 1994). En las concentraciones atm osféricas de óxidos n itro so s predom inan las em isiones procedentes de dos fuentes: p lantas generadoras de energía y v e h ícu los. Las plantas generadoras de energía esperan red u cir las em isiones en un 4 0
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
389
p o r 100, y con el refuerzo d e la legislación v ig en te es probable q u e se consiga dism inuir los óxidos nitrosos de los vehículos (G ee y Stoner, 1989), p o r lo que se cree qu e los niveles de estos últim os caigan e n tre un 6 y un 12 p o r 100. S in em bargo, a pesar d e estas reducciones, predicciones basadas en un m odelo y calibradas en grandes cu en cas de G ales indican que si se redujeran las em i siones a u n .50 p o r 100 de las registradas en 1984, no se produciría ningún incre m ento im portante en el p H durante los p ró x im o s 140 años d eb id o a; los bajos porcentajes de erosión y satu ració n base p ro p io s de los suelos d e la región. Los efectos producidos en cu en cas arboladas se ilu stran en la F ig u ra 6.10. De todo esto podem os concluir que la reducción de las em isiones detendrá la dism inución del pH pero es probable q u e n o contribuya a la recuperación del m edio. O tra posibilidad es el encalado, concretam en te, el de cuencas d e páram os se h a evaluado en E scocia (H ow ells, 1986). S in em bargo, es n ecesario seleccionar objetivos m ás específicos p a ra im pedir el d eterio ro del medio, p o r ejem plo, evitar dañar la ñ o ra y la fauna to leran te al ácido. L as restricciones a c o rto plazo de la repoblación forestal y la aplicación de técn icas de m itigación tam bién podrían contribuir a la atenuación d e la acidificación en las zonas en las que se planea aum entar la p lantación de b osques. N ingún tratam iento ha resu ltad o efectivo h as ta ahora y en la actualidad se cuestiona la efic a c ia de varias p rácticas forestales, corno surcado en contorno, franjas de p ro tecció n , etc. R esulta evidente que el program a de acción m ás adecuado para el fu tu ro de estas reg io n es consiste en evitar p lan tar en cuencas sen sib les al ácido (G iller el al., 1993). E sta s opciones no son válidas para zonas en las que los b o sq u es de coniferas son la vegetación natural. U no de los m étodos m ás directos p ara ajustar el pH en sistem as de agua dulce es el encalado directo de las aguas superficiales, aunque se trata de una operación costosa que sólo resu lta beneficiosa a corto plazo a m e n o s que se repita regularm ente. A un así, e stá justificada cuan d o la consideración prim ordial es la protección o recuperación d e una pesquería.
A ño
Figura 6.10. Sim ulación del pH del agua de la cu en ca Dargall Lañe (Reino U nido); se ha com parado la respuesta del páram o y asum ido el incremento de la evaporación con diferentes niveles de depuración de contaminantes 20 por 100 de sulfato, 40 p o r 100 adicional de sulfato, 60 por 100 adicional de sulfato (según Anón, 1987, Informe de Investigación del Instituto de Hidrolo gía 1984-87, WaHingford, Reino Unido).
390
INGENIERÍA AMBIENTAL
6.6. CALIDAD DE LAS AGUAS DE ESTUARIOS A ntes de estudiar detenidam en te la contam inación de estuarios, id entificarem os las características p rin cip ales d e los estu ario s e ilu strarem o s sus diferen cias con respecto a otros sistem as acuáticos.
6.6.1. Características de estuarios relacionadas con ía contaminación E xisten al m enos cinco características im portantes de los estuarios relacionadas no sólo con la polución propiam ente d ich a sino con el ;n o d o de d istribución y la m anera en la que afecta a lo s ecosistem as d e estuario. T ratarem os p rin cip alm en te los siguientes puntos: rég im e n de m area, salinidad, flu ctu acio n es de la tem pe ratura y el oxígeno, e scasa diversidad de especies, sedim entos y sedim entación. E l régim en d e m area afecta co n siderablem ente a la distrib u ció n , carácter y adaptación d e los o rganism o s del estuario y no sólo a éstos, sin o tam bién al destino y a los efectos de la contam inación. El. ciclo diario de m areas im plica que los organism os qu e v iven en las capas superiores de la zo n a in term areal deben, p o r regla general, so p o rtar la exposición p rolongada al aire y cortos perio d o s de inundación de aguas salo b res o salinas. A dem ás de los dos cam bios diarios de nivel, están los m odelo s m ensuales de la prim av era o las m areas m uertas;-E stas m areas tam bién determ inarán la distribución de los contam inantes d e un estuario. V erter las sustancias n o civ as durante la m a re a alta es u n a práctica b a stan te habi tual, pero si los vertidos se realizan cuando la m area no se en cu entra en u n estado adecuado, éstos p o d rían se r conducidos m ás allá del p u n to de vertido, en lugar de llegar al m ar tal y com o se deseaba. U n a v isió n superficial nos haría c reer que en los estuarios existe una c o m e n te unidireccional de agua que va del río al m ar, p or lo que tenem os la im presió n de que todo lo q u e podam os v erter a un estu ario será transportado h asta el m ar, d onde se diluirá en la inm ensidad de los océanos. Los conocim ientos que tenem o s en la actualidad dem uestran que el p ro ceso n o es tan sencillo. Los estuarios son m uy com plejos y no sólo se ven afectados p o r la m ezcla d e m areas sino tam b ién p or la fu e rza de C oriolis (véase C ap ítu lo 5), lo que causa la circulación ciclónica y au m en ta el tiem po de re sid en cia de los efluentes en los estuarios; de este m odo, las p robabilidades d e que lo s vertidos se depositen en los sedim entos inferiores aum entan. L a salinidad es la can tid ad de m ateria inorg án ica disuelta en el agua que se expresa en gram os p o r kilo g ram o de agua, así, partes p o r m il (véase C apítulo 5). L a salinidad d e un estu ario cam bia con el tiem po. El agua salina es m ás pesada que el agua dulce, p o r lo q u e tiende a hu n d irse bajo esta ú ltim a e n tran te a m edida que avanzam os h acia la d esem bocadura d el estuario y fo rm a u n a cu ñ a oceánica (Fig. 6.11), que varía longitudinalm ente en el estuario y durante el ciclo de m a reas. L os cam bios de tem p eratu ra y oxígeno durante el ciclo de m areas se asocian con el régim en de m areas, y ju n to a los que se producen en la salin id ad , tam bién dificultarán la su p erviven cia de los organism os. A lgunos investig ado res, p or
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
Figura 6.11.
391
Gradiente salino generalizado en forma de cuña en un estuario (redibujado según Prater, 1981).
ejem plo W ilson (19S4), aiegan que a veces resulta difícil distinguir entre los efectos d e lo s contam inantes sobre los organism os del estuario y los im puestos p o r la variabilidad física d el m edio am biente. D e este m odo, un cam b io del 50 p o r 100 de salinidad afecta m ás al consum o de oxígeno de la alm eja C erastoderrna edule que un increm ento del 103 en la concentración de níquel (W ilson, 1984).
L a diversidad y distribución de los organism os co nstituye una consideración im portante a la hora de evaluar los efectos de la contam inación en los eco siste mas de estuario. En condiciones norm ales, los estuarios cuentan con escasa diver sidad de especies', aunque el porcentaje d e biom asa sea m ayor q u e el de otros sistem as acuáticos (Fig. 6.12). La m ayoría de las especies presentes pertenecen a las eurialinas (que toleran im portantes cam bios de salinidad) y se encuentran en abundancia. E l sustrato tam bién influye en las especies presentes, en ia m edida en que la parte superior del estuario tiende a ser m ás turbia, m ientras que la zona más cercana al m ar es m ás pedregosa. A dem ás d e estos cam bios quím icos, existen otras posibilidades p ara la estra tificación de la m asa de agua y se debe ten er en cuenta el largo tiem po de residen cia, la naturaleza de las zonas de m ezcla y la sedim entación de los m ateriales cuando el río entra en un estuario. L a alteración del pH y del potencial de reduc ción-oxidación cuando el ag u a dulce lleg a al m ar provoca la intensa floculación de arcilla y otras partículas, y la adsorción de m etales y otros m ateriales p o r parte de los floculados. La sedim entación de los estuarios produce m arism as extensas que contienen m ucha m ateria orgánica, m etales y pesticidas. No ex isten dos es tuarios iguales y un exam en detallado del caudal hidrológico y d e los procesos que tienen lu g ar en el estuario (m encionados anteriorm ente), etc. resu lta necesa rio p ara p o d er prever el com portam iento geoquím ico de cada elem en to y sus p o sib le s efectos en los organism os, así com o la función de los estuarios en el control del equilibrio de m a sa de nutrientes entre ríos y océanos.
6.6.2. El origen de los contaminantes de los estuarios La m ayoría de los ríos desem bocan en estuarios, p or lo que todo con tam in an te o nutriente que pueda llevar el río term inará p o r llegar a ellos. El tipo d e actividad que se realiza en la cuenca, que influye en la calidad de la c o m e n te de agua,
392
INGENIERÍA AMBIENTAL 100 -i
50
(a) N ú m e ro d e a n ím a le s
0J
a
a □ n
ib) N ú m e ro d e t a x o n e s
30 E
d>
20 ■
S
10-
n 1 2
3
4
M ar {c) B io m a s a d e a n im a le s
1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.
5
6
E s tu a rio
7 L ago de agua d u lc e
Z o n a in te rm a re a l e x p u e sta Z o n a in te r m a r e a l m o d e r a d a m e n t e e x p u e s ta Z o n a in te rm a re a l a b rig a d a S u b m a re a l In te rm a re a l d e e s tu a r io E s tu a rio in fe rio r L a g o d e a g u a d u lc e
Figura S.12. Num ero de animales, taxones y biom asa de hábitats acuáticos m arinos, de estuario y de agua dulce en el Reino Unido (datos de M cLuskey, 1981),
PE RSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N TA M IN A C IÓ N D E L AG U A
393
tam bién influirá en la calidad de la s aguas superficiales de los estuarios. D esd e siem pre, los puertos se han situado en estuarios que proporcionaban cobijo y transporte rio airib a hacia el interior. N o es una m e ra coincidencia que m uchas de las m ayores ciudades del m undo se hayan em plazado en estuarios, y com o éstas atraían industrias q u e se establecen en las cercanías, cada vez m ás y m ás co n ta m inantes se vertían en los estuarios. L as principales clases de contam inantes de los m edios m arinos y de los e stu a rios son residuos orgánicos, m etales pesados, sustancias quím icas orgánicas sinté ticas (por ejem plo, los organoclorados), agua term al y petróleo. A lgunas de ellas tam bién se encuentran en el m ar, p ero nos ocuparem os de los dos m edios p o r separado para destacar las diferencias principales de la relación de causa y efecto. R esid u o s o rg á n ic o s. L a m ay o r p a ite de los residuos industriales autorizados y m unicipales vertidos en los estuarios es m ateria orgánica y la m ayoría de los vertidos orgánicos dom ésticos son ag u as residuales (m unicipales). E stos residuos orgánicos experim entarán u n a elev ad a dem anda de D BO . P or ejem plo, las aguas de estuario no contam inadas suelen tener una D B O de 1 a 2 mg/1; en contraparti da, las aguas fecales tienen una D B O de entre 300 y 400 mg/1, m ientras q u e la dem anda de algunos residuos industriales puede superar los 1.000 mg/1. E stos valores de D BO pueden provocar la desoxigenación y la creación de condiciones anaerobias con la producción de ácid o sulfídrico, com o y a h em o s visto. A dem ás de estos elevados valores de DBO , los residuos tam bién pueden c o n tener elevados niveles de nitrógeno y fosfato, lo que puede conducir a la eutrofización de los sistem as de estuario. N o obstante, este efecto se evita a m enudo p o r el carácter turbio natural de estas aguas, que dism inuye la cantidad de lu z que recibe la vida vegetal, sobre todo la s algas fijadas en el sustrato en aguas poco profundas. P o r otro lado, a m enudo aum entan las bacterias y virus de origen fecal asociados con las aguas residuales, m uchos de los cuales son patógenos. En m uchos casos las aguas resid u ales se vierten en estuarios con la esperanza de que los residuos.se alejen con la m area. La com pleja naturaleza de las co rrien tes y m ezclas de los estuarios, sin em bargo, aum enta el tiem po de residencia de tales efluentes, lo que agrava m ás el problem a de la contam inación, com o se ha dem ostrado en m uchas lagunas m edileiTáneas, com o M arsella y V enecia. M etales p e sa d o s . Pero aparte de la contam inación orgánica del agua existe el problem a añadido de los m etales pesados de las aguas residuales y residuos industriales. A lgunos m etales com o el cobre y el zinc de estas aguas suelen u nirse a los sedim entos del estuario. E stos m etales, al contrario que otros residuos o rg á nicos, no sonbiodegrad ab les y p erm anecen en el m edio am biente; suelen p recip i tarse debido al desplazam iento de lo s iones m etálicos p o r los del agua salada. A m enudo se concentran en m oluscos que filtran gran cantidad de agua para ali m entarse, com o el m ejillón M ytilu s (Bayne, 1978; P hilips y Segar, 1986). E sta acum ulación puede tener efectos adversos en la flora y fauna acuáticas, por lo que a veces constituye un problem a de salud pública cuando se consum en organism os contam inados. Cabe m encionar que el com portam iento de todo m etal pesado en un estuario dependerá de su estado quím ico: si se trata de una solución o de m ateria p arü cu -
394
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
iada. E l com portam iento q uím ico de los oligoelem entos que lle v a el rio en un estuario depen d e en g ran m ed id a de la fo rm a q uím ica en la que so n transporta dos: en solución, absorbidos en la superficie, partículas orgánicas só lid as, recu briendo partículas d etríticas, en form a reticu lar o cristalin a y p recip itad o s (com o fases puras e n partículas detríticas). El com portam iento del m etal o contam inante variará dependiendo de estas propiedades, pero lo q u e es im p o rtan te que ten g a m os en cu en ta es que el contam inante debe ser bio accesib le (accesib le a la biota) para p o d e r cau sar problem as. S u s ta n c ia s q u ím ic a s o rg á n ic a s sin té tic a s (o rg a n o c lo ra d o s ). L o s1co m puestos orgánicos sintéticos tam bién p u ed en penetrar en ecosistem as d e estuario. A lgunos de estos com puesto s com o los pesticidas y PC B son p erju d iciales y pueden ca u sa r un gran im p acto en la biota. Por reg la general n o se autoriza el vertido d e esto s residuos y p arece ser q u e llegan a los estuarios m e d ian te la lixi viación (p o r ejem plo, de vertid o s controlados o v erted ero s púb lico s) o a través de vertidos ilícitos. R e sid u o s té rm ic o s. E l origen del agua term al lo encontram os e n el agua de refrigeración de industrias y plantas generadoras de energía. A l au m e n ta r la co n centración d e sólidos en su spen sió n de los residuos, el agua se v u elv e turb ia y se increm enta la dem anda d e oxígeno de otros efluentes residuales. E l aum ento de la tem peratura del agua p u e d e p ro v o car la aparición d e organism os inusuales (a m enudo de origen sem itrop ical en estuarios tem plados) q u e no se en cu en tran en condiciones clim áticas norm ales.
6.7.
CONTAMINACIÓN MARINA
El m ar es u n verdadero v erted ero o depósito para to d o s los co n tam in an tes, al cubrir m ás d e l 70 por 100 d e la superficie del globo; los contam in an tes que p en e tran en él pueden ser d egrad ab les o no y son sim ilares a los en contrados en otros m edios acuáticos (T abla 6.10). Los contam inantes lleg an al m ar directam ente de lo s desagües y a v eces proce dentes de las ciudades costeras, pero lo m ás frecuente es que penetren p or los estuarios. E stas sustancias tam bién alcanzan el m ar indirectam ente provenientes de ríos, que recib en m uchos contam inantes de sus cuencas de drenaje, com o y a vim os anteriorm ente. Los contam inantes atm osféricos particulados llegan al m ar directa mente com o polvo residual m ientras que los no particulados lo hacen p o r precipita ción. L os contam inantes atm osféricos tienden a ser d e escala más regional o inclu so global q u e otras entradas ya m encionadas. Se estim a que la cantidad total mundial de cobre que llega al m ar procedente de fuentes naturales o hum anas es de unas 400.000 t/año. C erca de la m itad de esta cantidad proviene d e los tubos de escape d e los vehículos q u e contienen aditivos al petróleo de plom o, llegan a la atm ósfera y se precipitan en form a de lluvia (Clark, 1992). A dem ás de los y a m en cionados, tam bién existen entradas de contam inantes desde el m ar, com o las de barcos provenientes del vaciado de tanques de sentina, agua de lastre, etc., o entra das m ás im portantes de n au frag io s o pérdidas de carg a durante to rm en tas, etc.
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS D E LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
395
Podem os d istin g u ir cinco g ran d es categorías de contam in an tes que se an a li zan a continuación p o r separado.
6.7.1. Aguas residuales y oíros residuos que demandan oxígeno Y a hace m ás d e un siglo que el h o m b re es consciente d e la necesidad de c o n tro lar la «m olestia» q u e constituye las a g u a s residuales, c u y a contam inación no sólo p u ed e dism inuir los niveles de o x íg en o , al aum entar la D B O de los vertidos, com o ya hem os visto antes, sino q u e tam bién provoca la eutrofízación, un p ro ce so ya descrito en m edios de agua d u lc e y estuarios. En el m edio m arino, e l c re c i m iento de algas verdes (E nterom oi-pha y V iva) en la co sta, que d a un color v erd e profundo a la playa, es u n signo frec u e n te de eutrofízación. El aum ento d e .la incidencia de m areas rojas (provocadas p o r la floración de las algas rojas) ta m bién se atribuye al enriquecim iento orgánico de los m ares costeros, aunque se desconocen los factores precisos q u e causan la proliferación de estas especies de fitoplancton tóxicas. E stas m áreas ro ja s destruyen eco n ó m icam en te las p e sq u e rías, que tam bién se vuelven tóxicas y durante estos periodos se prohíbe la v e n ta de m arisco. Sé h an diagnosticado v arias enferm edades en aves y oü'os o rg an is m os conocidas com o el « envenenam iento por m arisco paralítico», causado p o r las toxinas p ro p ias de la m area ro ja y es letal. A unque las aguas residuales sie m p re se han vertido directam ente al m ar, la m ayoría de los países insisten en la actualidad en la necesidad de tratarlas física o biológicam ente (véase Capítulo 12). E l producto final tras el tratam iento secu n dario está form ado por una serie d e sedim entos inertes y u n efluente líquido claro . Los sedim entos de las aguas resid u ale s se han vertido tradicionalm ente al m ar, al no se r especialm ente tóxicos para la v id a m arina y las corrien tes im piden g e n eral m ente la desoxigenació n del lecho m arin o . Sin em b argo,'la'acum ulación de m a teriales finos cubre el fondo y m ata a la m ayoría de organism os naturales, p o r lo que tan sólo se d esarro lla una fau n a p o c o diversa, que se caracteriza por el p re d o m inio de gusanos del género C apitella (Reisli, 1957). E n el estuario del C ly d e, los sedim entos d e aguas residuales se han acumulado d u ran te m ás de un siglo en una zona de G arroch. El vertedero fu e trasladado a u n o s 5 km del original en 1974 y en la nuev a zona se vertieron alrededor de m illón y m edio de toneladas de lodos residuales al año (Clark, 1992). E stas zonas equivalen a basureros o v e rte deros en tierra. T ras exam inar la a n tig u a zona de alm acenam iento se ha concluido que la fauna vuelv e a su estado n o rm a l poco a poco, p e ro los sedim entos c o n ti nuarán estando m uy contam inados c o n m etales. En m u ch o s países no se p erm iten los vertidos de aguas residuales al m a r y en 1995, esta opción fu e prácticam ente prohibida a n ivel internacional. Otro p ro b lem a relacionado con la s aguas residuales es la presencia d e b a c te rias y virus peligroso s para la salud hu m an a. L a contam inación fecal del agua de m ar se m ide generalm ente m ediante el recuento del nú m ero de bacterias E sch erichia coli, lo q u e se conoce com o recu en to de bacilos coli form es. La b acte ria
396
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Escherichia coli está siem pre p re se n te en el intestino hum ano y n o es p ató g en a (no origina enferm edades); se tra ta sim plem ente de un in d icad o r eficaz para m e dir la contam inación fecal del a g u a de mar. P or lo general, la g en te no bebe agua de m ar, por lo q u e tan sólo ex iste p elig ro para los b añ istas en caso de estar m u y contam inada. E l riesg o m ás g rav e p a ra la salud es el m arisco contam inado, al filtrar estos anim ales regu larm en te enorm es cantidades d e agua de m ar d urante el proceso de alim entación, pueden ap a re c e r bacterias y v iru s pató g en o s, sobre to d o cerca de los puertos (y tam b ién acu m u lar m etales pesados). P a ra con trarrestar este riesgo, las au to rid ad es en carg ad as de velar p o r la salud p ú b lica suelen-prohi bir la recogida co n fines co m erciales de m ejillones, alm ejas, etc., d e zonas c o ste ras contam inadas p o r aguas resid u ale s. T odos los m arisco s, aun q u e no provengan de zonas contam inadas, deben ser d epurados (lav ad o s) antes de su venta, m an te niéndolos durante cierto tiem po en ag u a lim pia q u e circu la sobre u n a p resa irra diada por rayos ultravioleta. A u n q u e la adopción d e estas m ed id as resulte ju s ta para los consum idores, no lo se ría que los p escad o res tuvieran q u e soportar el coste de la descontam inación del m arisco , ya q u e la cau sa p rin cip al de su m a l estado son los v ertid o s indebidos de aguas resid u ale s p o r p arte de las m ism as autoridades que im ponen la leg islació n . Poco se co n o ce de la suerte de los virus que llegan al m ar, p ero es cierto que, en m uchos aspectos, éstos son m ás p e lig ro sos que las p ro p ias bacterias, y a q u e resultan m ás d ifíciles de depurar. P o r otro lado, si bien p ara p ro v o ca r la ap arició n de una en ferm ed ad es necesaria la p resen cia de un cierto núm ero de bacte rias, un único v iru s p u e d e re su lta r infeccioso. Y a se h a apuntado que la m ayor in cid e n cia de lin fo cito sis (un cán cer que -se cree causado por virus) en peces, so b re todo en peces p lan o s (pleuronectos), se d a en estuarios (M ulcahy e ta l., 1987), q u e tam bién suelen c o n tar con la m ay o r carg a de contam inación.
6.7.2. Petróleo E l crudo es un a m ezc la co m p leja de hidrocarburos que deben refinarse antes de poder ser utilizados de m últiples fo rm as (lubricación, com bustión, productos fa r m acéuticos, etc.). E l petróleo lle g a al m ar p ro ced en te de varias fuentes (T a bla 6.16). El petróleo es un producto n atu ral que se obtiene de restos de p lantas fo siliza dos durante m illones de años en u n m edio m arino. P o r ello, no es sorprendente que sus com ponentes sean fácilm en te b io d egradables tras la acción de las b a c te rias, aunque cada uno de ellos se d eg rad e a un ritm o diferente; el alquitrán es uno de los que m ás tardan. C uando el p etró leo se v ierte al m ar, al ser ligero se e x tien de en la superficie com o u n a m a sa flotante. Los com p o n en tes m enos pesad o s, que a m enudo so n tam bién los m ás tóxicos, se e v ap o ran o disu elv en en el agua, los inm iscibles se em ulsionan o d isp ersan en el agua y los resid u o s m ás p esad o s form an bolas de alquitrán. L a p a rte in m iscible fo rm a u n a em ulsión que recu erd a una capa de aceite sobre agua, re c ib e el nom bre d e « m o u sse de chocolate», c o n tiene un 75 por 100 de agua y co n stitu y e un g rav e p ro b lem a cuando alcanza las playas turísticas y causa la ap a rició n de m asas p a rd a s p egajosas en la zona coste-
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN D E L AGUA
397
Tabla 6.16. Estim ación de la aportación mundial de hidrocarburos de petróleo al medio m arino (mt/año) ‘
Origen
'
Transporte Accidentes de petroleros, sentina y fueloil Instalaciones fijas Producción en alta mar Operaciones de terminal Refinerías costeras Otras fuentes antropogénicas Residuos municipales e industriales Escorrentía (rio y ciudad) Polvo atmosférico residual Vertidos al océano Entradas naturales Permeabilidad submarina Aportación total
Aportación' : estimada
0,5
0,2
1,4
0,2 2.3
Modificado de Clark, 1992.
ra. L as bolas de alquitrán flotan y son co m u n es en las ag u as oceánicas, en e sp e cial en tom o a las rutas m arítim as. Si bien el petróleo del m ar siempre: suscitó cierta p reocupación, la opinión pública no se interesó p o r la contam inación en forma de p etró leo y no se p restó al particular m u ch a atención p or parte d e los científicos hasLa los prim eros n au fra gios de petroleros que llevaban crudo. É sto s fueron los del T am pico M a m en 1957 en B aja C alifornia, y el Torrey C anyon en 1967 cerca de C ornualles. E ste últim o naufragó en m arzo, no lejos de L an d s End y las p lay as de C ornualles se vieron inundadas por grandes cantidades de petróleo. E stas p layas contam inadas eran tam bién un atractivo turístico, p o r lo q u e las autoridades trataron p o r todos los m edios de rehabilitarlas antes de que com enzara la estación turística. P ara elim inar el petróleo se adicionaron dispersantes, y los d añ o s ocasionados a las playas fueron causados p o r el uso d e estos productos m ás que p o r los efectos directos del petróleo y lo s anim ales m á s afectados fu ero n los anim ales hervíboros, en especial las lapas. Tanto en C o rn u alles como en B a ja California, la elim i nación de los herbívoros favoreció la rá p id a m ultiplicación de algas verdes y pardas, lo que a lte ró la im agen d é la co sta; antes caracterizada p o r rocas abiertas con lapas y percebes, ahora predom inaban las algas m arinas. A lteraciones sim ila res se producen cuando los herbívoros predom inantes m u eren debido a otras cau sas, com o las m areas rojas (Southgate e t al., 1984). L os herbívoros vuelven a instalarse en la zona gradualm ente, p o r lo que este proceso puede durar h a sta 10 años (Southw ard y Southw ard, 1978). L os prim eros dispersantes fueron reem plazados m uy pronto p or productos m enos tóxicos. E n la actualidad, los utilizad o s son hasta m il veces m enos tóxicos que los aplicados en el incidente del T orrey Canyon, a u n q u e no podam os decir
398
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
que no sean tóxicos. L os dispersantes descom ponen el petróleo en p artícu las muy pequeñas, p o r lo que, al aum entar la proporción sup erficie-v o lu m en , las bacterias pueden degradar el p etró leo m ucho m ás rápidam ente. L im p ie z a de p la y a s . L as playas se pueden lim p ia r de tres m an eras d iferen tes. L im p ie za m ecánica. E l petróleo vertido en en sen ad as puede se r bom beado hacia la co sta y alm acenad o en petroleros. Sin em bargo, la elim inación m ecánica del petróleo depositado en la costa sólo es posible en playas de are n a y de guijairos, en las que el uso de dispersantes está contraindicado, ya q u e las sustancias dispersadas suelen p en etrar en el terreno y vuelven a ap arecer m ás tarde. El uso de m aquinaria m ecánica pesada daña la fauna y la flora y la in teg rid ad de las playas de arena se ve am enazada p o r la abusiva u tilizació n de b u lld o zers. E n las zonas en las que existen grandes cantidades de alg as m arinas co n tam in ad as de petróleo, puede resu ltar necesario retirarlas de la p la y a y elim inarlas. Si se trata tan sólo de pequeñas cantidades, se puede surcar la arena, d onde la actividad bacteriana descom pondrá el petróleo lentam ente. L a s grandes can tid ad es de con tam inantes se alm acenan e n vertederos, u n a solución q u e no es en teram en te satis factoria, pero sí inevitable. A b so rció n . O tro m o d o de lim piar una playa co n siste en e sp arcir grandes cantidades d e paja p ara absorber el petróleo. D espués de cierto tiem p o se recogen p ara su elim inación. E n teoría, esta solución es la m ás favorable p a ra el m edio am biente, pero requiere m ucho trabajo y p o r regla gen eral su uso es lim itad o (por ejem plo, acceso al lugar, com plejidad del terreno, etc.) y aun ex iste el problem a de la elim inación de la p a ja con petróleo. D ispersantes. C om o y a hem os m encionado, estos productos son de to x ici dad relativam ente escasa si se utilizan co rrectam ente (con grandes vo lú m en es de agua m arina). D espués de su uso, se debe rociar la co sta con cantidades conside rables de agua m arina. C uando sea posible, su ap licació n se realiz a rá d esd e re m olcadores o b arcazas a p o ca distancia de la costa. E xisten indicios de que las etapas ju v en iles de desarrollo de algunos anim ales costeros, com o los peces, se pueden ver gravem ente afectadas p o r ¡os dispersantes (M yers e t a i , 1980). E l im p a c to ecológico d e la c o n ta m in a c ió n d e p e tró le o . L as av es em badur nadas d e petróleo son q u izá la im agen que provoca m ay o r in dignación de todas las que puedan ilu strar el im pacto del petróleo en el m edio m arino. E stas aves m oribundas, teñidas d e negro son, a m enudo, los anim ales q u e m ás atención reciben p o r parte de lo s m edios d e com unicación. L as aves m arin as corren un grave peligro, ya qu e entran en contacto con el petró leo que flota en la superficie del m ar. E l daño está p rov o cad o m ás bien p or los atributos físicos del p etró leo y no p o r su toxicidad (su ingestión) (Cox, 1993). E l p etró leo obstruye las plum as, sustituye el aire que norm alm en te queda retenido en tre éstas y la p iel, p o r lo que reduce la capacidad d e las aves de m antener su tem p eratu ra corporal. L o s pájaros pueden ahogarse si su p lu m aje se em papa de agua o p o r hipoterm ia. A m en u d o se producen casos de crías de foca que aparecen recu b iertas de crudo, p ero p o r regla general, p a ra las focas adultas, los leones m alinos y las ballenas, el p etró leo vertído en e l m ar no representa un riesgo grave, ya que sus cuerpos están aislados p or
PE R SPEC T IV A S EC O LÓ G IC A S D E L A C O N T A M IN A C IÓ N D E L A G U A
399
gruesas capas de grasa subcutánea. L a s nutrias de m ar de la costa pacífica de Jas A m éricas aíslan su cuerpo con espeso p elaje d e m odo sim ilar al del plum aje de las aves y corren el grave riesgo de en trar en contacto con el p etróleo que flota en el m ar; en 1989 m ás d e u n m illar m u rió p o r este m otivo al n au fra g a r el Exxon Valdez (M iller, 1992). E n la zona interm areal, los efecto s de u n v ertido d e petróleo son aún m ás acusados en la zona co stera alta que en las costas m edias y bajas. S in duda, esto se debe a que el co n tam in an te es em p u jad o hacia la costa con cada m are a alta, lo que provoca su acum ulación en la reg ió n de m area alta. E n enero de 1979, el petrolero fran cés Betelgeuse explotó e n B antry B ay, M arida, y vertió 2.000 toneladas de p etró le o cru d o a la baliía (C róss e t al., 1979). U n estudio de tres especies clave de la co sta rocosa (lapas, m ejillones y percebes) m ostró un acusado descenso del núm ero de ejem plares entre ju lio d e 1978, antes de que se produjera el incidente, y ju lio de 1979, después de éste (T abla 6.17). Puede que estos datos constituyan una p ru eb a innegable, a u n q u e circunstan cial, del acusado efecto de la contam inación de petróleo. Sin em b arg o , tí as anali zar inform ación recog id a durante un m es entre am bas fechas, se lleg ó a la conclu sión d e que el descenso del núm ero d e ejem plares de m ejillones y percebes se puede atribuir a los efectos d epredadores de m oluscos del género T lm is y que el volum en de lapas dism inuyó antes de en ero de 1979, fecha en la q u e se produjo el incidente (M yers et al., 1980). R ara v ez se p ro d u ce un vertido de p etró leo en una zona/en la.q u e.se lleve, a cabo.; un ■proyecto•de:.inyestigación¿interm areal m arina. Los datos anteriores revelan lo.cau telo so s que .debemos ser a la. h o ra de. evaluar Jos resultados de un estudio de im pacto am biental típico que utiliza datos recogi dos «antes y después». L os cam bios naturales se producen continuam ente y, lo que es m ás, deberíam os ..preocuparnos si no. se produjeran v ariaciones del núm ero de ejem plares de u na com unidad d ad a d e u n a estación a otra o d e un año a otro. La m agnitud de estos cam bios p u ed e ser tal q u e el ruido de fo n d o esconda la señal que esperam os recibir. D añ o s c o m erciale s d e la c o n ta m in a c ió n p e tro le ra . Las instalaciones crea das p o r el hom bre en la superficie del m a r son las que m ás riesgo corren. En este grupo incluim os las d e acuicultura y a veces tam bién es posible trasladar las jau las a otras zonas nó afectadas, aun q u e cuando éstas ya con tien en peces, se deben rem olcar m uy lentam ente p ara ev itar que se vean dañados. U no de los Tabla 6.17. Porcentajes de cobertura/0,25 m 2 de tres o rg a n ism o s clave en tres zonas de Bantry Bay en julio de 1978 y julio de 1979 Organismos Percebes Mejillones Lapas
' -
' Zona '
Cooskeen Cove Eagle Point Dereenacamn Dereenacarrin
Según M yers e t a i , 1980.
Julio 1978
Julio 1979
Disminución ( % )
1.S72 56 72 2S7
925 29 38 S3
51 4S 47 71
398
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
q ue no sean tóxicos. L os dispersantes descom ponen eJ petróleo en p artículas m uy pequeñas, por lo que, a í au m en tar la proporción sup erficie-v o lu m en , las bacterias pueden degradar el petró leo m ucho m ás rápidam ente. L im p ie z a d e p la y a s . L as playas se pued en lim p iar de tres m an eras diferen tes. L im p ie za m ecánica. E l petróleo vertido en ensenadas p u ed e ser bom beado h acia Ja costa y alm acenado en petroleros. Sin em bargo, la elim inación m ecánica del petróleo depositado en la co sta sólo es p o sib le en playas de aren a y de guijairo s, en las que el uso de dispersantes está contraindicado, y a q u e las sustancias dispersadas suelen p en etrar en el terreno y v u elv en a aparecer m ás tarde. El uso de m aquinaria m ecán ica p esad a daña la fa u n a y la flora y la in teg rid ad de las playas de arena se ve am en azad a por la abusiva utilizació n de b ulldozers. E n las zonas en las que existen g ran d es cantidades d e algas m arinas contam inadas de petróleo, puede resultar n ecesario retirarlas d e la playa y elim inarlas. Si se trata tan sólo de pequeñas cantidades, se puede surc'ar la arena, d o n d e la actividad bacteriana descom pondrá el p etróleo lentam ente. L as grandes cantid ad es de co n tam inantes se alm acenan en vertederos, u n a so lu ció n que no es en teram en te satis factoria, pero sí inevitable. A bsorción. O tro m odo de lim piar una p la y a consiste en esp arcir grandes cantidades de p aja p ara ab so rb er el petróleo. D esp u és de cierto tiem p o se recogen p ara su elim inación. En teo ría, esta solución es la m ás fav o rab le p ara el m edio am biente, pero requiere m ucho trabajo y p or reg la general su uso es lim itado (por ejem plo, acceso al lugar, com plejidad del terren o , etc.) y aun ex iste el problem a de la elim inación de la p aja c o n petróleo. D ispersantes. C om o y a hem os m encionado, estos productos son de to x ici d ad relativam ente escasa si se utilizan correctam ente (con grandes volúm enes de agua m arina). D espués de su uso, se debe ro ciar la costa con cantidades co n sid e rables de agua m arina. C uan d o sea posible, su aplicación se realizará desde re m olcadores o barcazas a p o c a distancia de la costa. E xisten ind icio s de que las etapas ju v en iles de d esarro llo d e algunos an im ales costeros, com o Jos peces, se p ueden ver gravem ente afectadas p o r los dispersantes (M yers et a i , 1980). E l im p a c to ecológico d e la c o n ta m in a c ió n d e p e tró le o . L as aves em badur n adas de petróleo son q u iz á Ja im agen que p ro v o c a m ayor indig n ació n de todas las que puedan ilustrar el im p acto del petróleo en el m edio m arin o . Estas aves m oribundas, teñidas de negro son, a m enudo, lo s anim ales q u e m ás atención reciben por parte de los m ed io s de com unicación. Las aves m arin as corren un g rave peligro, ya que entran en contacto con el p etróleo que flo ta en la superficie del m ar. El daño está pro v o cad o m ás bien p o r los atributos físico s del petróleo y no p o r su toxicidad (su ingestión) (Cox, 1993). E l petróleo o b stru y e las plum as, sustituye el aire que norm alm en te queda reten id o entre éstas y la p iel, p or lo que red u ce la capacidad d e las aves de m antener su tem peratura corporal. L os pájaros p ueden ahogarse si su p lu m aje se em papa de ag u a o p o r hipoterm ia. A m enudo se p ro d u cen casos de crías de fo ca que aparecen recubiertas de crudo, pero p o r regla general, para las focas adultas, los leones m arin o s y las ballenas, el p etróleo verti do en el m ar lio representa un riesgo grave, y a q u e sus cuerpos están aislados p o r
PE RSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O N T A M IN A C IÓ N D E L AGUA
399
gruesas capas de grasa subcutánea. L as n u trias de mar de la costa pacífica de ]as A m éricas aíslan su cuerpo con espeso p elaje d e modo sim ila r al del p lum aje de las aves y corren el grave riesgo de entrar en contacto con el petróleo que flo ta en el m ar; en 1989 m ás d e un m illar m urió p o r este mr i v o al naufragar el E xxo n Valdez (M iller, 1992). E n la zo n a interm areal, los efectos d e u n vertido de petró leo son aún m ás acusados en la zona costera alta que en las costas medias y bajas. Sin duda, esto se debe a q u e eí contam inante es em pujado hacia la costa co n cada m area alta, lo que provoca su acum ulación en la región de m area alta. En enero de 1979, el petrolero francés B etelg em e ex p lo tó en B antry B ay, M anda, y vertió 2.000 toneladas de p etróleo crudo a la b ah ía (C ross et al., 1979). Un estudio de tres especies clave de la co sta rocosa (lapas, m ejillo n es y p ercebes) m ostró un acusado descenso del núm ero d e ejem plares e n tre ju lio de 1978, antes de que se pro d u jera el incidente, y ju lio d e 1979, después d e éste (T abla 6.17). Pue'de q u e estos datos constituyan u n a p ru eb a innegable, aunque circu n sta n cial, del acusado efecto de la contam inación de petróleo. S in em bargo, tras an a li zar- inform ación recogida durante un m es en tre am bas fechas, se llegó a la c o n c lu sión de que el descenso del núm ero d e ejem plares de m ejillo n es y p erceb es se puede atribuir a los efectos depredadores d e m oluscos del g én ero Thais y q u e el volum en de lapas dism inuyó antes de en ero d e 1979, fe c h á e n la que se pro d u jo el incidente (M yers etM ., 1980). R ara v ez se.p ro d u ce un v ertid o 'd e p e tró le o , en una zona en la q u e .se lleve a cabo un proyecto d e.investigación -intermareal m arina. Los datos anteriores revelan lo cautelosos que debem os se r a iarhora de ev alu ar los resultados de un estudio de im pacto am biental típico q u e utiliza datos rec o g i dos «antes y después». L os cam bios n atu rales se producen continuam ente y , lo que es más, deberíam os p reocupam os si n o .se produjeran: variaciones del núm ero de ejem plares de una com unidad dada d e u n a estación a o tra o de un año a otro. La m agnitud de estos cam bios puede ser tal que el ru id o de fondo esconda la señal que esperam os recibir. D añ o s c o m erciale s d e la c o n ta m in a c ió n p e tro le ra . L as instalaciones c re a das p o r el hom b re en la superficie del m a r son 1as que m ás riesg o corren. En este grupo incluim os las de acuicultura y a veces tam bién e s posib le trasladar las jaulas a otras zonas no afectadas, aunque cuando éstas ya contienen p eces, se deben rem olcar m uy lentam ente p ara e v itar que se vean dañados. U no de los Tabla 6.17. Porcentajes de cobertura/0,25 m 2 de tres o rga n ism o s clave en tres zonas de Bantry Bay en julio de 1978 y julio de 1979 Organismos Percebes Mejillones Lapas
- - Zona ■ Cooslceen Cove Eagle Point Dereenacarrin Dereenacairin
Según M yers et a l ., 1980.
Ju lio 197S
Julio 1979
Disminución ( % )
LS72 56 72 2S7
925 29 38 S3
51 4S 47 71
400
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
problem as de la co n tam inació n p etrolera es q u e resu lta difícil p rev en irla, dado su carácter de im predecible. C u an d o sea p o sib le se u tilizan b arreras flotantes para p ro teg erlas instalaciones. E l cam bio de c o lo r de la carne de p eces y m ariscos es un efecto indirecto de la con tam in ació n de p etró leo y se p u e d e p ro lo g a r durante m ucho tiem po después d e q u e se haya p roducido el incid en te, al filtrarse los residuos de petróleo de los equipos contam inados. E l sabor del p e tró le o es p or lo general repulsivo p ara el p a la d a r hum ano y aun q u e n o sea n e c esariam en te peiju dicial para la salud, los co n su m ido res evitarán el consum o de p ro d u cto s m arinos después de q ue se p ro d u zca u n a m area n egra, lo que afectará g rav em en te ál m er cado y a los m edios de v id a d e aquellas personas q u e dependan d e la p esca y del sector de la acuicultura. S a lu d p ú b lic a y c o n ta m in a c ió n de p e tró le o . E n el p etró leo se encuentran hidrocarburos arom áticos po licíclico s (PA H ), algunos de lo s cuales hoy sabem os que son cancerígenos. En el pasado se tem ió que estas su stan cias nocivas se acum ularan en la cadena alim en taria y que el consum o de anim ales de un eslabón superior de la cadena, co m o lo s peces carnívoros, supondría u n riesg o p ara la salud de los seres hum anos. E n la actualidad no existen p ru eb as conclusivas de que el P A H se acum ule en o rganism os m arinos.
6¿73. Metales pesados Los m etales son esenciales p a ra los o rg an ism o s vivos. Se u tilizan en pigm entos respiratorios (hierro, cobre, vanadio), enzim as (cinc), vitam inas (cobalto) y otros procesos m etabólicos. L o s m etales pesados resultan tóxicos tan sólo cuando se exceQen las co ncentracion es norm ales (véase C apítulo 5). L o s o rg an ism o s m ari nos tienden a acum ular m eta le s pesados del m edio am biente y se adaptan a las fluctuaciones norm ales de su ingestión. E n el m edio m arino, las concentraciones de m etales pesados son tan insig n ifican tes que resulta fácil que aum enten hasta alcanzar niveles a los qu e lo s organism os d e estas aguas n u n ca se hab ían enfren tado con anterioridad. En la T ab la 6.18. se enum eran las fuentes n atu rales y artifi ciales de m etales pesados. En los siguientes apartad o s se tratan algunos de los m etales p esad o s del m e dio m arino m ás im portantes. M e rc u rio . El p rim e r in d icio de que la p resen cia de m ercu rio en el m edio m arino p odía suponer un pelig ro para la vida h u m an a se pro d u jo en los. años cincuenta, cuando m ás de cien personas m urieron o quedaron d iscapacitadas p o r com er pescado y m arisco contam inado con m ercurio m etílico en M in im ata Bay, Japón, A unque se sab ía q u e el m ercurio era un m etal tóxico, se trata del único contam inante introducido en el m edio m arin o que p arece ser resp o n sab le directo de m uertes hum anas. E l m ercu rio de M in im ata B ay h ab ía llegado al m ar p roce dente de u na industria que lo utilizab a com o cata lizad o r p ara fab ricar acetaldehido a partir d e acetileno. A p a rtir de 1965, se han reg istrad o casos de con tam in a ción de m ercurio en varios p aíses europeos, en especial en lagos y río s suecos, así com o en ciertas zonas de C an a d á y E stados U nidos. El m ercurio es absorbido por
401
PE RSPEC TIV A S EC O LÓ G IC A S D E LA C O NTA M IN ACIÓ N D EL A G U A
Tabla 6.18.
Entradas naturales y antropogénicas de metales pesados a m edios m arinos ■ Natural -
'
Aportación cosiera Ríos Glaciares Acción de las olas Erosión Aportación del fondo marino Vulcanismo Actividad tectónica Procesos químicos de sedimentos Atmosférica Partículas Vapor (mercurio)
’•
Antropogénica
-
Procesos directos Minería Altos hornos Refinerías Procesos indirectos Galvanizados Catalizadores Industria petroquímica Atmosféricas Combustión de combustibles fósiles
el m arisco, sobre todo p o r los m oluscos bivalvos, y p o r los peces. El bacalao capturado en el estrecho en tre D in am arca y Suecia, q u e está muy contam inado de m ercurio, contiene 1,29 p p m de este m etal, m ientras que el que procede del mar del N orte tan sólo tiene d e 0,15 a 0 ,2 p p m (Clark, 1992). Los grandes peces oceánicos com o el atún, el pez esp ad a y el aguja, cuentan con altos niveles de m ercurio en sus m úsculos. En un prin cip io se creyó que la contam inación de m ercurio h ab ía alcanzado un status m undial, sin em bargo, los niveles de m ercu rio presentes en los m úsculos de esp ecím en es del siglo pasado conservados en el M useo B ritánico m ostraron que las can tid ad es elevadas de este m etal eran nor males en estos peces; al n a d ar sin cesar, cada día circula un volum en enorm e de agua por sus bocas abiertas, lo que p ro v o ca la abundante ingestión de m etales que no pueden excretar y se concentran e n sus tejidos. Tanto las aves como lo s m am íferos m arinos concentran m ercurio; las prim e ras sobre todo en las plum as y el h ígado y los segundos en el hígado. A som brosa mente, los m am íferos m alin o s pueden acum ular cantidades enorm es sin que ello llegue a d a ñ ar sus organism os. El selen io contrarresta el efecto tóxico del m ercu rio: el seleniuro de m ercu rio parece a ctu a r en el hígado de los delfines com o un producto de desintoxicación del m ercu rio m etílico que absorben m ediante !a co mida. E n la actualidad se reco n o ce que el m ercurio constituye un riesgo potencial a escala regional y siguiendo una recom endación de la O rganización M undial de la Salud (O M S) que establece el consum o tolerable m áxim o en la com ida en 0,3 mg de m ercurio, son m uchos lo s países q u e han regulado lo s niveles m áxim os perm i tidos en lo s productos del m ar. En la U nión Europea se h a adoptado una norm a uniform e de 0,3 /¿g/g. S u e cia instauró en un principio un lím ite de 0,5 /ig/g, pero descubrió q ue la m ayoría d e los peces del B áltico y de los lagos ya sobrepasaban este lím ite, p o r lo que las autoridades se vieron obligadas a aum entarlo hasLa 1,0 /ig/g, aunque aconsejaron a los consum idores que no ingirieran pescado más de dos veces por sem ana (C lark, 1992).
402
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
C a d m io . Los n iv eles de cadm io son b astan te elevados en algunas zonas costeras com o el estuario de Severn, en G ran B retañ a y el fio rd o H ardanger de N oruega. En el p rim er caso, la contam inación es natural; en el seg u n d o , se debe a residuos de altos h o rn o s. Sin em bargo, n o se han señalado efectos ecológicos. Se sabe que los m oluscos acu m u lan elevadas concentraciones de este m etal y que la in gestión de ostras con elevada concen tració n de cadm io en T a sm a n ia produjo náuseas y vóm itos a lo s consu m id o res. E l cadm io p u ed e p ro v o car d a ñ o s irreversi bles en e l riñón y la ap arició n d e n ep h rii p ro te in u m , caracterizad a p o r la pérdida de proteínas en la orina. \ P lo m o . L os niv eles de plom o aum entan g lo balm ente en lo s m ares, tal y com o lo dem uestran las m ediciones efectuadas en capas de h ie lo anuales de G roelandia. Los aerosoles con plo m o que se u tilizan en todo el m u n d o , invaden la atm ósfera y llegan al m a r p o r m ed io de la lluvia. L os n iveles lo cales pueden aum entar m ediante la acum ulación de sedim entos d e las aguas re sid u ale s u otras circunstancias especiales. S in em bargo, el plom o no parece ser especialm ente tóxico para los organism os m alin o s y en ciertas especies, se a c u m u la sin causar daño alguno. E n el contam in ad o fiordo S o ifjord de N oruega, las alg as m arinas y plantas registran niv eles de hasta 3.000 ppm . E l plom o es re sp o n sab le de graves daños p ara la salud de seres hum anos y aves (O ’H alloran et a i , 1988) pero en la actualidad no parece se r un p ro b lem a p ara el m edio m arino. P o r el contrario, p arece que el nitrato de plo m o incluso p o ten cia el crecim iento d e algunas diatom eas.
6.7.4. Venenos orgánicos fabricados por el hombre E ntre éstos se encuentra to d a u n a g am a de p esticidas a base d e com p u esto s organoclorados u organofosforad o s, PCB y herbicidas sintéticos. P e stic id a s o rg a n o c lo ra d o s . A l contrario q u e los prim eros p esticid as com o la nicotina, el pelitre y la rotenona, que se obtenían d e las p lantas, el D D T y sus derivados son com puestos orgánicos creados p o r el ho m b re y sintetizad o s a partir de sustancias p etro q u ím icas y cloro. El p roducto destructivo m ás com ún que lle ga al m ar es el D D E , m u y persisten te y soluble en m ateria grasa. A u n q u e el D D T sea técnicam ente un p ro d u cto p rohibido en los p aíses d esarrollados, se sigue u ti lizando en éstos de m an e ra ilegal y tam bién en el T ercer M undo. Se ha dem ostrado que cantidades in significantes de D D T re d u c e n la fotosín tesis del fitoplancton, p o r lo que el increm ento de estos niveles en el m ar podría teóricam ente afectar a su pro d u ctiv id ad p rim aria de m an era global. D urante p ru e bas de toxicidad, niv eles de régim en de D D T de 2 a 4 /tg/g d e peso coi-pora! provocaron un 30 p o r 100 de m ortalidad en cam arones, cangrejos y peces en un periodo de 2 a 10 sem anas. Los n iveles de D D T que se registran actualm ente en algunos estuarios se sitú an en to m o a los 0,01 y 0,2 /¿g/g de peso corp o ral (M yers et al., 1980). Los anim ales resistentes concentran los residuos m ien tras viven y transm iten dosis aún m ás potentes a los predadores que se en cu en tran en u n esla bón superior de la cadena alim entaria. E n el C apítulo 2 ya se p u siero n de m ani-
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
403
fiesto los efectos perjudiciales d e los organoclorados en las aves predadoras; en el m edio m arino, las aves m ás pequeñas que se alim entan d e peces no parecen verse tan afectadas, aunque en 1965, se cree que u n a industria quím ica cercana a R o t terdam que fabricaba D ieldrin y Endrin fu e responsable de la dism inución del núm ero de ejem plares de una colonia de golondrinas de m ar de S andw ich, que pasó de 20.000 a 650 aves. C uando se tom aron medidas para evitar el vertid o de los efluentes de la industria, el núm ero de ejem plares aum entó h asta alcan zar los 5.000. C o m p u e sto s o rg a n o fo sfo ra d o s . E n tre estos biocidas se encuentran el M alatión, el P aratión y el D ipterex. A l igual que el D D T, se trata de venenos que afectan al sistem a nervioso y se u tilizan p ara controlar las p lagas de in secto s de las cosechas. R esultan m uy tóxicos para los peces, aunque m enos que el D D T, pero a diferencia de éste no se retienen, sino que se in activan lentam ente y se excretan. N o obstante, se han dado casos que ilustran la peligrosidad d e su uso. E n 1964, se encontraron peces m oribundos en torno al p u n to de vertido al m ar de una industria danesa que producía P aratión (Clark, 1992). L as langostas d e un área m ucho m ay o r tam bién se vieron afectadas y se descubrió que el eflu e n te cíe esta fábrica resultaba letal para las langostas en una disolución de 1:50.000. : H e rb ic id a s. L os prim eros herbicidas se fabricaban a b ase de-horm onas de plantas com unes (auxinas), pero en la actualidad se utiliza una gran v aried ad de com puestos sintéticos artificiales,.la m ayoría de los cu ale s son m enos estables que los organoclorados y no se.han registrado casos que dem uestren su to x icid ad para.el m edio m arino. Sin em bargo, debem os tener en cuenta q u e'las alg as, in cluido el fitoplancton, reaccionan a los herbicidas de m anera sim ilar a la de las plantas terrestres. P o lic lo ru ro s d e b ifen ilo (P C B ). L os PC B se utilizan en la industria desde los años treinta y son m ezclas com plejas de clorobifenilos caracterizadas p o r la sustitución de núcleo de bifenilo de m anera igual o desigual p o r uno o m ás áto mos de cloro. A diferencia de otros contam inantes, los PCB se encontraban en el m edio m ucho antes de que se tuviera conocim iento de su presencia o d e.su c ali dad de contam inantes. V irtualm ente insolubles en aguas m arinas, son p artic u la r m ente estables a tem peraturas que descom pondrían a la casi totalidad de lo s co m puestos orgánicos naturales.y a b uena parte de los sintéticos. Su estabilidad a los reactivos quím icos tam bién es elevada, por lo que no es sorprendente q u e, una vez introducidos en el m edio, incluido el m ar, estos com puestos resulten ex tre m adam ente persistentes. Al ser solubles a la grasa, se m ueven fácilm ente en el m edio y en el in terio r de tejidos o células. Independientem ente del origen de la m uestra extraída, los PCB se encuentran siem pre en concentraciones su p erio res a las de otros hidrocarburos clorados, en gran variedad de organism os, tales com o los cam arones, plancton, peces pelágicos y dem ersales y m am íferos m arin o s (Safe, 1987). E n un segundo orden de carnívoros, las focas parecen ad q u irir los m ayores niveles de PCB en tejidos registrados en los m am íferos m arinos; en la grasa de las focas del m ar del N orte, el m a r de Irlanda y el B áltico las c o n c e n tra ciones son m ucho m ás elevadas de las que se registran en los océanos Á rtico,
i I I i 'i * * B I # M § i i 1 I I I i ^ • l i l i l l l i l l
404
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
A ntártico y P acífico (N ixon, 1991). N o existen p ru e b a s de que las fo cas que gocen de b u ena salu d se vean afectad as p o r estos re sid u o s, pero cuan d o se m o v i liza la m ateria grasa en los periodos d e escasa alim entación, las co n centraciones más elevadas de la grasa restante p u ed e n provocar e fe c to s p sicológicos perju d i ciales, aunque en la actualidad no se disp o n g a de p ru eb as q u e apoyen esta teoría.
6.7.5. Radioactividad Al igual que sucede en el caso de lo s m etales pesados, la rad io activ id ad se p ro d u ce de form a natural en el agua de m ar, sobre todo p or la p resen cia del potasio 40, aunque tam bién ex isten otros pro d u cto s desintegradores. L os radionucleidos tien den a acum ularse en sedim entos y alcan zan en algunos p u n to s del globo niveles naturales m uy elevados. E n una p la y a m u y frecuentada cercan a a R ío d e Janeiro, los visitantes se ex ponen a dosis de 2 0 f i ó y/h (Clark, 1992). U n gray es la canti dad de radiación qu e h ace que 1 kg de tejid o corporal ab so rb a 1 J de energía. L as principales entradas antropógenas d e radioactividad d e lo s océanos p rovienen de ensayos de arm as nu cleares y resid u o s líquidos de c e n tra le s de energía n u clea r y plantas de reprocesado de com bustible. Los efectos ecológicos de la rad io activ id ad se h an investigado sobre todo en relación con elí vertido de Sellafield, en el Reino U n id o . Los radionucleidos se pueden b iom agnificar en redes tró ficas (véase C apítulo 2 ), y los peces que viven en las profundidades reciben las m ay o res cargas. En ex p erim en to s realizad o s con platijas se descostró qu e h asta dos añ o s y m edio desp u és del vertido h ab ían n ece sitado un a dosis m ed ia de 3,5 /(Sv/h, sien d o Sv una u n id a d sievert, eq u iv alen te a la dosis. L a dosis m ín im a que p ro v o ca m olestias p sico ló g icas o m etabólicas m en surables en platijas de laboratorio es d e 100 ¿iSv/h. L a población h u m ana se en cu en tra expuesta co n tin u am en te a ra d iació n n atu ral y provocada p o r el hom bre. L a e x p o sició n a la ra d ia ció n m arina se p roduce m ediante el consum o de productos d e l m a r o por m e d io de los sedim entos ra dioactivos depositados en las playas. A m enos que se recib an dosis m asivas de radiación, lo s efectos crónicos no se m anifiestan d u ran te períodos de tiem p o con siderables. A dem ás, pued e que sólo lo hagan en la d e scen d en cia m ed ian te d efo r m idades genéticas, p o r lo que las consecuencias re a le s d e la exposición a la ra dioactividad resultan difíciles de cu antificar.
6.7.6. El calor El agua de refrigeración que se u tiliz a en las centrales generadoras de energía, por ejem plo, se vierte a m enudo al m a r a elevadas tem p eratu ras. E ste gran vo lu men de agua provoca a m enudo un lig ero aumento d e la tem peratura del m ar en las proxim idades al punto de vertido,-a m enudo in fe rio r a los 2 °C. E n las reg io nes tem pladas este hecho no afecta a las diferentes com u n id ad es, a u n q u e puede que se prolonguen las estaciones d e reproducción; en áreas cerradas com o los puertos, se p o tencia la supervivencia de organism os ex ó tico s (C hapm an y C ari-
I i I
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
407
Cummins, C. P. (1986). «Effects of aluminium and low pH on growth and development in Rana temporaria tadpoles», Oecologia, 69, 248-252. Cummins, C. P. (1988). «Effect of calcium on survival times in Rana temporaria embryos at low pH», Funcíional Ecology 2, 297-302. EC (1980). Council Directive relating to the quality of water intended for human consumption. 80/778/EEC. Edwards, R. W., J. H. Stoner and A. S. Gee (eds.) (1990). Acid Waters in Wales, Kluwer Academic Publishers, The Hague. Environmental Research Unit (ERU) (19S9). Cork Harbour Water Quality, Environmen tal Research Unit, Dublin, 113pp. Environmental Research Unit (ERU) (1992). Water Quality in Ireland ] 987-1990, Environmental Research Unit, Dublin. Fryer, G. and O. Forshaw (1979). «The freshwater crustacea of the island o f Rhum (inner Hebrides): a faunistic and ecological survey», Biological Journal o f the Linnaean Society, 11, 333-367. Gee, A. S. and J. H. Stoner (1989). «A review of the causes and efects o f acidification of surface waters in Wales and potential mitigation techniques», Archives, Environmen tal Contamination and Toxicology, 18, 121-130. Giller, P. S., J. O’Halloran, R. Heman, N. Roche, C. Clenaghan, J. Evans, G. K. Kiely, N. Allott, M. Brennan, J. Reynolds, D. Cooke, M. Kelly-Quinn, J. Bracken, S. Coyle and E. Farrell, E. (1993). «An integrated study of forested catchments in Ireland», Irish Forestry, 50, 70-88. Glynn, P. W. (1993). «Coral reef bleaching: ecological perspectives», Coral Reefs, 12, 1-17. Haniman, R. and B. R. S. Morrison (1982). «Ecology of streams draining forested and non-forested catchments in an area of Central Scotland subject to acid precipitation», Hydrobiologia, 88, 251-263. Harriman, R. and D. E. Wells (1985). «Cause and effect of surface water acidification in Scotland», Journal o f Water Pollution Control, 2, 61-65. Haslam, S. M. (1978). River Plants, Cambridge University Press, Cambridge. Hedin, L. O., L. Granat, G. E. Likens, T. A. Buishband, J. N. Galloway, T. J. Butlerand H. Rodhe (1994). «Steep declines in atmospberic base cations in regions of Europe and North America», Nature, 367, 351-354. Hellawell, J. M. (1986). Biological lndicators o f Freshwater Pollution and Environmental Management, Applied Science Publishers, London. Henderson-Sellars, B. and H. R. Markland (1987). Decaying Lakes, John Wiley, Chichester. Hildrew, A. G. and P. S. Giller (1994). «Patcliiness, species interactions and disturbance in the slream benthos», in Aquatic Ecology, Scale, Pattern and Process, P. Giller, A. Hildrew and D. Rafaelli (eds.), Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp 21-61. Homung, M. and M. D. Newson (1986). «Upland afforestation influences on stream hydrology and chemistry», Soil Use Management, 2, 61-65. Howells, G. D. (1986). The Loch Fleet Project— R epon o f the Prevcntion Phase 19S41986, Central Electricity Generating Board, Leatlieihead, 74pp. Hynes, H. B. (1960). Biology o f Polluted Waters, Liverpool University Press, Liverpool. Hynes, H. B. N. (1975), «The stream and its valley», Verhandlung der International Vereinigung fu r Limnologie, 19, 1-15. Institute of Hydrology Research Report (1987). 19S4-87, Great Yarmouth, UK. James, A. and L. Evison (1979). Biological lndicators o f Water Quality, John Wiley, New York.
40 8
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Jorgensen, S. E. (1980). Lake Management, Pergamon, Oxford. Krebs, C. X (19S5). Ecology. 3rd edn, Harper and Row, New York. Lacroix, G. L. and D. Townsend (1987). «Response of juvenile Atlantic salmón stocks to episodic increases of some rivers in Nova Scotoa, Cañada», in Ecophysiology ofAcid. Stress in Aquatic Organisms, H. Witters and O. Vanderborght (eds), Annals of Royal Society of Zoology, Belgium, Vol. 117, Supplement 1, pp. 197-307. Lansdown, R and W. Yule (1986). The Lead. Debate: The Environment, Toxicology and Child Health, Croom Helm, London. Likens, G. E., F, H. Bormann, R. S. Pierce, J. S. Eaton and N. M. Johnson (1977). Biogeochemisny of a Forested Ecosystem, Springer-Verlag, New York. McLuskey, D. S. (1981). The Estuarine Ecosystem, BJaekie and Son, Glasgow. Maitland, P. S. (1990). Biology ofFresh Waters, 2nd edn, Blackie and Son, Glasgow. Masón, C. F. (1991). Biology of Freshwater Pollution, 2nd edn, Longman, Hariow. Masón, C. F. and W. O’Sullivan (1992). «OrganocHorine pesticide residues and PCB in otters (Lutra lutra) from Ireland», Bulletin of Environmental Contamination and To xicology, 48, 387-393. Miller, G. T. (1992). Living in the Environment, 7th edn, Wadsworth, Belmont, California. Moss, B. (19S8). Ecology of Freshwaters. Man and Médium, 2nd edn, Blackwell Scienti fic Publications, Oxford. Mulcahy, M. F., E. Twomey, A. Petersen and C. T. Maye (19S7). «Pathobiology of estua rine fish and shellfish in relation to pollution», in: Biological lndicators of Pollution, D. H. S. Richardson (ed.), Royal Irish Academy, Dublin, p. 210. Myers, A. A., T. Southgate and T. F. Cross (1980). «Distinguishing the effects of oil pollution from natural cyclical phenomena on the biota of Bantry Bay, Ireland», Mari
ne Pollution Bulletin, 11, 204-201. National Rivers Authority (NRA.) (1990). Toxic Blue-Green Algae, Water Quality Series 2, National Rivers Authority, London, 125pp. Nixon, E. (1991). «PCBs in marine mammals from Irish Coastal waters», irish Chemical. News, 7, 31-38. O’Halloran, J., A. A. Myers and P. F. Duggan (1988): «Lead poisoning in Mute Swans Cygnus olor in Ireland: a review», Wildfowl Supplement, 1, 389-395. O’Halloran, J., S. D. Gribbin, S. J. Tyler and S. J. Ormerod (1990). «The Ecology of dippers Cinclus cinclus in relation to stream in upland Wales: time activity budgets and energy expenditure, Oecologia, 85, 271-280. O’Halloran, J., S. 3. Ormerod, P. Smiddy and B. O’Mahony (1993). «Organochlorines and roercury content of dipper eggs in south west Ireland», Biology and Environment, Proceedings ofthe Royal Irish Academy, 93, 25-31. Ormerod, S. J., N. S. Wetherley and A. S. Gee (1990). «Modelling the ecological changing acidity of Welsh streams», in Acid Waters in Wales, R. N. Edwards, J. H. Stoner and A. S. Gee (eds), Kluwer Academic Publishers, The Hague, pp. 279-298. Prater, A. J. (19S1). Estuaiy Birds. T & A. D. Poyser, Calton. Phillips, D. J. and D. A. Segar (1986). «Use of bio-indicators in monitorining conservative contaminants», Journal of Marine Biological Association, 17, 10-17. Reish, D. J. (1957). «The relationship of the polychaetous annelid Capitella capitata (Fabricius) to waste discharges of biological origin», in US Public Health Service Biological Problems in Water Pollution, Cincinnati, pp. 195-200. Safe, S. (1987). Polychloñnated Biphenyls (PCBs): Mammalian and Environmental Toxi cology, Springer-Verlag, Berlin. Smith, R. V. (1977). «Domestic and agricultura! contributions to the inputs of phosphorus and nitrogen to Lough Neagh», Water Research, 11, 453-459.
PERSPECTIVAS ECOLÓGICAS DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA
409
Southgate, T., K. Wilson, T. F. Cross and A. A. Myers (1984). «Recolonisation of a rocky shore in S. W. Ireland following a toxic bloom of the dinoflagellate Gyrodinium aureolum », Journal o fth e Marine Biological Association o fth e United Kingdom, 64, 485-492. Southward, A. J. and E. C. Southward (1978). «Recolonisation of rocky shores in Cornwall after use of toxid dispersants lo clean up the Torrey Canyon spill», Journal o f the Fisheries Research Board o f Cañada, 35, 682-706. Spellerberg, I. F. (1991). Monitoring Ecological Change, Cambridge University Press, Cambridge. Standard Methods fo r the Examination o f Water and Wastewater (1992). American Public Health Association, American Water W orks Association and Water Pollution Control Federation. L. Clesceri, A. Greenberg and R. Trusell (Eds.). Stoner, J. H. and A. J. Gee (1985). «Effects o f foresto' on water quality and fish in Welsh rivers and lakes», Journal o f Institute o f Water Engineering Science, 39, 27-45. Townsend, C. R., A. G. Hildrew and J. Francis (1983). «Community structure in some Southern English streams: the influence o f pliysicochemical factors», Freshwater Bio logy, 13, 521-544. United Kingdom Acid Waters Review Group (UKAWRG) (1986). «Acidity in United Kingdom freshwater’s, Interim report, Department of the Environment», London, 46pp. United Kingdom Acid Waters Review Group (UKAWRG) (1989). Second Report to the Department of the Environment, HMSO, London. Washington, H. G. (1984). «Diversity, biodc and similarity Índices. A review wiih special reference to aquatic ecosystems», Water Research, 18, 653-694. Wellburn, A. (1988). Air Pollution and Acid Rain: The Biological Impact, Longman. Harlow .
Welsh Water Authority (19S7). «Llynn Brianne Acid Waters Project», First technical summary report, Welsh Water Authority, Llanelli, 96pp. Wilson, J. G. (1984). «Assessment of the effects of short-term salinity changes on the oxygen consumption of Cerastoderma edule, Macoma balthica and Tellina tennis from Dublin Bay», Ireland, Journal o f Life Sciences, Royal Dublin Society, 5, 57-63. Woodiwiss, F. S. (1964). «The biological system of stream classification used by the Trent River Board», Chemistiy and lndustry, 443-447.
m
En el C apítulo 11 se d iscuten los parám etro s de calidad relativos al agua potable. Igualm ente en el C apítulo 12 se trata d e los parám etros d e calidad del agua d ep u rada y que se vierte bien a aguas d u lces o a aguas saladas. L as m asas d e agua como los cursos, lagos y estuarios m an tien en una variedad de p eces, cuya h ab ili dad p a ra sobrevivir en su hábitat n atural puede inhibirse si la calidad del agua no es satisfactoria, tal y com o se trató en los Capítulos 5 y 6. La calidad del agua necesaria para m antener la vida acuática difiere según las especies. Por ejem plo, los peces m ás grandes pued en so b revivir en un agua dulce con n iv eles de oxígeno disuelto m ayores que 3 mg/1. Sin em bargo, los peces pelágicos pued en necesitar el doble de esta cantidad. P ara otros u so s del agua, com o la d estin ad a al consum o hum ano, se establecen u n a serie de estándares m ás estrictos en calidad de aguas tanto en lagos com o en ríos. Para usos recreativos se pueden estab lecer m as p a rá m etros; por ejem plo, p a ra el núm ero de coliform es totales en aguas de baño. D e esta m anera existe un am plio abanico de parám etros relacionados con la calidad del agua a diferentes n iveles (véase T ab la 11.3). Sin em bargo, el parám etro m ás significativo y relacionado con la v id a de especies de peces es probablem ente el oxígeno disuelto (O D ). Un parám etro estrecham ente ligado al O D que ya fue descrito en el C apítulo 3 en el ensayo explicado en Standard M ethods (1992), es la dem anda biológica de oxígeno (D B O ). El parám etro D BO se aplica g en eral m ente a aguas residuales y es la m ed id a del potencial que posee el agua residual para reducir los niveles de oxígeno en el m edio acuático receptor. P or supuesto m ientras m ayor sea el n ivel de disolución del agua residual en el m edio, m enor será el im pacto negativo del vertido. C om o se describe en el C apítulo 12, el agua 411
• 99 9 9 9 9 9 9 9 9 9 9 9 9 99 9 9 9 9 9
7.1. INTRODUCCIÓN
lllflll)
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
* 9 *9
SIETE CAPÍTULO
412
IN G E N E R ÍA A M B IE N T A L
residual se caracteriza m uy frecuentem ente p o r sus niveles d e D B O en el eflu en te. E stos niveles d e D B O se d iluyen en el m ed io receptor y si la m a sa de agua receptora ve aum entados sus niveles de D B O resu lta que los n iv e le s de D B O en el efluente vertido han sido dem asiado altos. L o s parám etros m á s im portantes de calidad de agua ló tic a son: • • ° • • • • • •
O xígeno disuelto (O D ) Sólidos en su sp en sió n (SS) D em anda b io q u ím ica d e oxígeno (D B O ) T em peratura pH N utrientes, en especial N y P COV M etales, p o r ejem plo, H g, Pb, Cd, etc. Pesticidas
C om o ya se m encionó, el nivel de OD es significativo p a ra la v ida acuática com o lo es el nivel de sólidos en suspensión. E ste últim o in c rem e n ta la turbidez y con el tiem po la sedim entació n de m ateriales en lo s fondos, au m en tan d o los n iv e les de nutrientes, m etales y sustancias tóxicas de los sedim entos. P u ed e tam bién ocasionar una dem anda de o x íg en o de sedim entos (DOS). L as a ltas tem peraturas dism inuyen la densidad y p u ed en así m ism o ocasional- niveles m ás bajos de o x í geno saturado disuelto. L os nutrientes, esp ecialm en te P y N , p u ed en dar origen a la eutrofízación d e aguas d u lces y saladas respectivam ente. L o s com puestos o r gánicos volátiles (C O V ) p u ed én ser tóxicos p a ra los peces o p a ra el hom bre y a que se pueden sobrepasar' lo s niveles de m eta le s y pesticidas adm isibles. T odo esto se trató cualitativam en te en el C apítulo ó. E l objeto de e ste capítulo es el de exam inar cuantitativam ente los procesos físico s de los parám etro s m ás significa tivos de la calidad del agua.
7.2. PARÁMETROS ORGÁNICOS DE CALIDAD DE AGUA El contenido orgánico de un eflu en te de agua resid u al o curso d e a g u a se determ i n a em pleando alguno de los siguientes ensayos: • D B O s: dem anda b io q u ím ica de oxígeno 0 D Q O : dem anda q u ím ic a de oxígeno • COT: carbono orgánico total C uando un residuo orgán ico se vierte a un curso de agua, el conten id o org án i co del efluente ex perim enta la siguiente reacció n bioquím ica, es decir ayudada p o r m icroorganism os: M ateria ^ orgánica + 0 2 + vm tuentes
m ic r o o rg a n is m o s
HUSV3.
> b io m a sa +
ty /-<. 2
+
2
® +
p lO d liC tO S
estables (7.1)
C A L ID A D D EL A G U A EN RÍOS Y LAGOS: PRO C ESO S FÍSIC O S
413
É sta es una reacció n de oxidación en donde se consum e 0 2 de la m asa de agua. Si la dem anda d e oxígeno p o r p arte del residuo es lo su ficientem ente alta, p u e d e agotar el O , y en el peo r de los casos el m edio p uede volverse anaerobio. L a D B O se define com o la cantidad de oxígeno que necesitan los organism os v iv ien tes en la fase de estabilización de la m ateria orgánica de aguas/aguas residuales. C o m o la concentración de saturación del 0 2 en el agua a 20 °C es de 9,2 mg/1 en el ensayo de D B O , si la D B O del agua residual es > 3 mg/1, es necesario d ilu ir la m uestra de agua residual con agua saturada de oxígeno y Jibre de D B O . U na m uestra de agua residual se diluye con este agua sem brada o in oculada y se deposita en un recipiente sellado al vacío, m idiéndose la concentración de O D en el día 0 y de n uevo en el día 5. L a diferencia en OD es la D B O s. En el en say o estándar se em p lea u na b otella d e 300 mi p a ra D BO y se lleva a cabo la in c u b a ción en un am biente libre de luz a 20 °C durante 5 días. C om o se especifica en Standard M ethods (1992) se dispone fácilm ente de las diluciones para 1, 5, 10, 50, 100, etc. El ensayo de D B O se encuentra descrito en detalle en S tan d ard M ethods (1992) recom endándose su lectura. E jem p lo 7.1. Los resultados de un ensayo de D B O , diluido 100 veces, se m uestran en las colum nas 1 y 2 de la siguiente tabla. C alcúlese la DBO. D BOs = p (ODr - ODr) donde
(7.2)
p =■■dilución de la m uestra en la botella de D BO (por ejem plo, 100) O D ,, O Dj. = concentraciones inicial y final de OD
Solución: sem brada.
L a colum na 3 contiene los volúm enes de D BO para la m u estra
Tiempo (días)
OD en m uestra diluida (mg/1)
DBO (calculada) (mg/1)
0 ! 2 3 4 5
7,95 3,75 3,45 2,75 2,15 1.S0
420 450 520 580 015
_
D B O s = ;>(O D, - O D ,) = 100(7,95 - 1,8) = 615 mg/1 A dem ás de la dem anda de oxígeno de la propia m uestra de agua residual, el agua de dilución sem brada ejercerá asim ism o una cierta dem anda de oxígeno, aun q u e pequeña. P o r tanto, si el m étodo anteriorm ente em pleado no se co rrig ie se, el
Ip
414
INGENIERÍA AMBIENTAL
valor de D B 0 5 re su lta ría bastante elevado. Este h echo se tiene en cuenta en el siguiente m étodo co rreg id o de cáicuio del D B O s: *
'
D B O s = p [(O D l - O D s) - ( B 1 - B 5) x f ]
donde
(7.3)
p = fa c to r de dilución B¡, B f = concen tracio n es in iciales y finales de O D en el agua diluida sem b ra d a (blancos) / = re la c ió n entre la siem b ra en la m u estra y la siem b ra en los blancos
% siem b ra en O D , % siem bra en B¡
E je m p lo 7.2. U tiliz a r el E jem plo 7.1 con los corresp o n d ien tes valores de OD del blanco p a ra d eterm in ar el v a lo r corregido d e D B 0 5. Solución: L a c o lu m n a 3 contiene los valores dados p a ra el OD del blanco y la c olum na 5 los valores corregidos de D B O . OI) en m u estra Tiem po vOD en m u e s tra ;; blanco sem brada;(días) - fl~-i diluida í.nig/1; • 0 1 2 3 4 5
7,95 3,75 3,45 2,75 2,15 1,80
8,15 8,1 8,05 8,00 7,95 7,9
i sie m b ra en OD¡ /= ■
DBO (Ejem plo 7-1) =
% siem b ra en B x
100 %
D BO corregida:
_
_
420 450 520 5 SO 615
415 440 505 560 590
= 0,99
D B O s = p [(O D i - O D s) - (B 1 - B s)f] = = 100[(7,95 - 1,80) - (8,15 - 7,90) x 0,99] = 590 mg/1 E n m ateria de calid ad d el agua, consideram os la tasa de d escom posición de m a te ria orgánica p roporcional a la cantidad d e m ateria o rg án ica disponible. E sta rela ción se form ula co m o u n a reacción co n tin u a de p rim er orden: dL, ~dt donde
= ~K\L¡
L t = D B O , es d ec ir D BO rem an en te, mg/1 K¡ = co eficien te de velocidad de desoxigenación de D BO , d _1
(7.4)
C A LID A D D EL A G U A EN RÍOS Y L A G O S : PROCESOS FÍS IC O S
41S
Por tanto, integrando entre L0 y L„ se obtiene ■L, = L 0 t - K>' donde
L 0 = D BO „, es decir la D B O últim a (o D B O carbonosa últim a) o D BO inicial del efluente en el punto de v ertid o a un curso de agua.
R efiriéndose a la F ig u ra 7.1
se tiene
D B O , = DBO„ - D B O r cuando
(7.5)
(7.6)
D B O , = D BO ejercid a en el m om ento t (o dem anda d e oxígeno) D B O r = D BO rem an en te en el m o m en to í D B O , = L 0 - L, = L 0 - L 0 e 'AV
Por tanto D B O , = ¿ o ( l - z K':)
(7.7)
Es im portante d estacar que la D B 0 5 no es la D B O últim a y que la D B O s es siem pre m enor que la D B O u.
Figura 7.1. (a) D B O r idealizado, (b) DBO, idealizado. D B O r. La muestra orgánica inicial tiene un a D B O = L0, y si se expone a una fuente de oxígeno, la D B O dism inuye exponencialmente, ib) D B O ridealizado. La dem anda de oxígeno por los m icroorganism os en el proceso de estabilización o contenido orgánico de la muestra de agua o de agua residual.
(a)
416
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
E jem p lo 7 .3 . Si en el E jem p lo 7.1 se tiene un c o eficien te de tasa d e d eso x i genación de 0,15 d ía s " \ d eterm in ar la D B O C final (D B O carbonosa) o lo q u e es lo mismo la D B O „ o L 0. Solución: D B O , = L 0( 1 - e~AV) Para t = 5 días
D B 0 5 = L0( 1 - e - 0 ’15 * 5)
Por tanto D B05
_ 615
\ - e 0,15 * 5 ~ 0,527 y por tanto
L 0 = 1.165 mg/1
L a T abla 7.1 da unos v alo res diferentes de un ran g o d e constantes de D B O . Con una co n stan te de velocidad alta se logran valores d e D B 0 5 m ás altos, pero hay que d estacar que la D B O „ es independiente de e sta velo cid ad (véase F ig u ra 7.2). L a tem p eratu ra tiene efecto sobre K x y se relacio n an p o r K t = r 2O0(r_2O) donde
(7.8)
I( T = la velocidad a tem peratura T(CC) la velocidad a 2 0 °C (conocida) f 1,047 0 = coeficiente ss < (1 ,3 5
para 20 °C < T < 30 °C p ara 4 °C < T < 20 °C
Cuando un residuo carb o n o so se biodegrada, ejerce u n a dem anda de oxígeno. N ótese que la D B O es frecu en tem en te sinónim o de D B O C (la d em an d a b io q u í m ica de oxígeno carbonosa). A d em ás tam bién puede h a b e r una dem anda de o x í geno ejercida p o r la oxigenación de com puestos nitro g en ad o s. El ciclo d e n itró geno se trata en los C apítulos 3 y 10. A continuación se repasan las reaccio n es
Tabla 7.1.
Valores típicos de /C,
' M ed io
K¡ (en b a s e e)
Agua residual no tratada
0,35-0,7
A gua residual tratada
0,10-0,25
Río contam inado
0,10-0,25
C A LID A D DEL AGUA E N RÍOS Y LAGOS: PRO C ESO S FÍSIC O S
Figura 7.2.
417
Influencia de valores de /C, en la DBO.
asistidas p o r m icroorganism os para la o xidación de am oníaco a nitrito y éste a su vez a nitrato respectivam ente: Nitrosomonas
2 N H v + 3 O , ------------ > 2 N 0 7 + 2 H
+ 2 H ,0
(7.9)
Nitrobucier 2
n o ; + o ,
>2 no;
(7.10)
Estas dos reacciones se denom inan nitrificació n . La dem anda de oxígeno asocia da con la oxidación del am oníaco a n itrato s se denom ina dem anda b ioquím ica de oxígeno nitrosa (D B O N ). T ípicam ente la D B O N ocurre 5 días m ás tarde y no aparece en el ensayo d e D B O C . E sto se representa en la Figura 7.3. E je m p lo 7.4. D e los datos del E jem p lo 7.1 determ inar la d em anda total de oxígeno si la m uestra contiene 25 mg/1 de nitrógeno.
Figura 7.3.
Relación entre la DBO C y la DBON .
418
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Solución: D el ejem plo 7.1: D B O s = 6 1 5 mg/1 D el ejem plo 7.3: DBO„ = 1.165 mg/1 N itrificación:
) m ol 17 g / m o j
P or tanto y A sí
H+ + H20 1 mol ] mol
N H 3 + 2 O z -► N O 3 2 m o le s 36 ¿ /m o l
1m o l
1 m ol de N H 3 p recisa de
m oles d e
2 x 32 D B O N = 25 x — ——
114 m g / 1
0
D em anda to tal de oxígeno = D B O C + D B O N = 1.165 + 1 1 4 = 1.279 mg/1
Si se co n o ce la concentración de nitrógeno com o nitró g en o in o rg án ico y n i trógeno del am oníaco ento n ces es posib le determ inar directam en te la D B O N . E sto es 2 x 32 D B O N = T K N x — j- j—
(7.11)
Por tanto D B O N = T K N x 4,57 donde es decir,
T K N = nitrógeno total K jeldahl c a d a 10 m g N /L e jercen una dem anda de o x íg en o de 4 5 ,7 m g 0 , / l
D e aquí la im p o rtan cia de lle v a r a cabo la nitrificación d e las aguas resid u ales tal y com o se ex p lic a en el C ap ítu lo 12. La d em an d a quím ica de o x íg en o (D Q O ) es un p arám etro m uy usad o , p artic u larm ente p o rq u e su obtención se co m pleta en 2 horas ap ro x im ad am en te (m ed ian te el m étodo colorim étrico o volum étrico) y tam bién p o rq u e se tienen en cuenta en su obtención aquellos co m p u esto s orgánicos que n o son b io degradables. L a D Q O es u na m ed id a del carbono orgánico total a ex cep ció n de ciertos co m p u es tos arom áticos tales com o el benceno que no se o xidan co m pletam ente en la reacción. A lg u n o s m ateriales o rgánicos com o la celu lo sa, fenoles, etc. resisten la b iodegradación ju n to con lo s pesticid as y PCB que son tóxicos p ara los m icro o r ganism os y estas m aterias se oxidan en el ensayo de D Q O . Se em plea un agente oxidante q u ím ico en lugar d e lo s m icroorganism os co m o en el caso del ensayo de DBO. El re su ltad o es que el v alo r de D Q O es siem pre su p erio r al v alo r de D BO asociado. E n aguas residuales urbanas,
DQO « 1,6 D B 0 5
419
C A LID A D D E L AGUA EN R ÍO S Y LAGOS: PR O C ESO S FÍSIC O S
C o m o tal, cuando las características del agua residual son co n stan tes a lo largo del tiem po se pued en calibrar; así, si se determ ina la D Q O , norm alm ente podem os deducir la D B O .
7.3.
OXÍGENO DISUELTO Y DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO EN CURSOS DE AGUA
El m odelo de Streeter y P h elp s (1925) es todavía válido p a ra rela c io n a r la DBO y el O D, C onsideraron q u e cuando un residuo biodegradable se v ertía a un curso de agua o río consum ía o x íg en o , y éste era únicam ente renovado p o r la reaireación atm osférica. El proceso es
—
donde
= K xL t - K 2D O = K ^ e r * ' ' - K 2D O
(7.12)
O D = déficit de O D saturado, mg/1 o la d iferen cia entre el O D saturado (OD m áx im o ) y el OD real, en mg/1 L, = D B O C , m g /L K ¡ = velocid ad de desoxigenación, d ía -1 K 2 = velocidad de reaireación, d í a " 1
Para u n a descripción m atem ática más co m p leta el lector d e b e rem itirse al C apítu lo 21. L a solución a la E cuación (7.12) es
'O D (í) =
donde
K>% ~
~ e~K-) + O D 0 e"A¡'
(7.13)
L 0 = dem an d a de oxígeno en t = í0 (la D BO ) O D 0 = d éficit de oxígeno disuelto é n t = t 0 OD(t) = d éficit en oxígeno disuelto saturado en cu alq u ier m om ento t
L a E cuación 7.13 es la fórm ula del déficit de oxígeno de S treeter-P helps y se representa en la Figura 7.4. D el C apítulo 21, se obtiene el tiem po (y tam bién la d istancia aguas abajo) de aparición del OD m ínim o o máxim o d éficit de oxígeno disuelto O D r, diferencian do la ecuación 7.13 con respecto a l e igualándolo a cero. E nto n ces 1 K2 ~K,
(7.14)
y (7.15)
420
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Saturación de O D , Cs
C u rv a d e d é fic it d e OD E
Co Figura 7.4.
^ T i e m p o
Curva de o xíge n o disuelto en un río aguas abajo de un punto de vertido localizado en x.
L a E cuación (7.15) se o b tien e igualando la E cuación (7.12) a cero. El d éficit m áxim o de oxígeno tam bién se obtiene sustituyendo el valor o b ten id o de la E c u a ción (7.14) en la E cuación (7.13). E je m p lo 7.5. Se vierte u n agua residual co n una D BO de 25 mg/1 a un curso de agua dulce con una v e lo c id a d m edia de 0,1 m /s. E l O D ag u as arriba es de 8,5 mg/1. Suponiendo unas velo cid ad es de d esoxigenación de K x = 0,25 d ~ x y de reaireación de K 2 = 0,4 d - 1 , determ inar a) el tiem p o y la d istan cia aguas abajo (cc) p ara un O D m ínim o y b ) el m ínim o O D.
Solución: O D saturado = 9,2 mg/1 O D inicial = 8.5 mg/1 D éficit inicia] O D 0 = 9,2 - 8,5 = 0,7 mg/i a)
El tiem po para e l v a lo r m ínim o de O D 0 de la E c u a c ió n (7.15) es 1
t,
c
,
_
O P 0(^ 2 ~
K, " K 2 ~- K,
K.Lo 1
P o r tanto
JJ
° ’7 (0 '4 ~ 0 .2 5 )' 0,25 x 25
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
b)
421
E l m áxim o déficit de O D c d e la Ecuación (7.15) es ODc =
K2
L 0 z~K,‘ = — x 25 x e - ° ’25 x 3 '02 0 0,4
P o r tanto O D , = 7,3 mg/1 E ntonces el valor m ínim o de O D es O D ni;„ = ODsal - O D c = 9,2 - 7,3 = 1,9 mg/I (que es dem asiado bajo in clu so p ara peces de g ran tam año y sería co n si derado gravem ente contam inante).
7.4. PROCESOS DE TRANSFORMACIÓN EN MASAS DE AGUA Los com ponentes de las m asas de agua están sujetos a un abanico de procesos de transform ación. L os que corresponden a un com ponente específico dependerán de si dicho com ponente es conservativo (que significa q u e no reacciona con el agua por ejem plo, m etales) o no-conservativo. Los com p o n en tes de interés clave para la calidad del agua son: • • • • • • • • • • • • •
OD y D B O (mg/1) T em peratura (°C) Salinidad (mg/1 de Cl) Algas co m o clorofila N itrógeno com o N orgánico N itrógeno com o am oniaco N itrógeno com o nitrato N itrógeno com o nitrito Fósforo orgánico y disuelto C oliform es Sólidos disueltos y sales M etales C om puestos orgánicos
Se incluyen pues en los procesos de transform ación: • Los efluentes no contam inados q u e mejoran el O D ® Los efluentes contam inados que em peoran el OD añadiendo DBO • L a oxidación biológica de la m ateria orgánica tanto carbónica com o nitro genada • La reaireación de las capas superficiales: fuente d e oxígeno • L a reducción del D B O por la sedim entación de só lid o s • Fotosíntesis: fuente de oxígeno
422
IN G EN IERÍA ' A M B IE N T A L
® R espiración: con su m id o r de oxígeno • L a difusión de o xíg en o en la zona ben tó n ica — D OS (d em an d a de oxígeno p o r sedim entación)— consum idor de oxígeno 8 Increm ento d e la D B O de sedim entos bentónicos en su sp en sió n ® D escenso de la m a sa celular bacteriana • V olatilización (C O V ) 0 A dsorción (com ponentes quím icos) A dem ás de los pro ceso s de transform ación, los procesos d e transporte tam bién producen un im p acto en los com ponentes de la calidad del agua. Los p ro ce sos clave de transp orte son: • A dvección 9 D ifusión 8 Flotabilidad C om o se describe en el C apítulo 21 la ecuación general u n idim ensional de conservación de la m a te ria para u n a m asa de agua es
(7.16) d is p e r s ió n
donde
a d v e c c ió n
f u e m e /s u m id e ro
C = co n centració n del com ponente (mg/1) D l = co eficien te de dispersión longitudinal (m 2/s) U = v elo cid ad m edia longitudinal (m /s) S = térm inos de fuente o consum idor (sum idero)
P a ra evaluar el d estin o de un com ponente, se req u iere in fo rm ac ió n acerca de los procesos específicos d e transform ación y transporte a los q u e está sujeto. Probablem ente el co m p o n en te más com únm ente estudiado sea el O D ya que es el com ponente que d eterm in a la calidad del m edio acuático y su habilidad p ara so sten er la vida de los peces. En las siguientes secciones se ex a m in a alguno de estos procesos de transform ació n y transporte. El coeficiente de disp ersió n lo n g i tudinal se explica en d etalle en la obra d e F ischer et al. (1979).
7.4.1. Afluentes «limpios» y flujos «residuales» L a cantidad de o xígeno en un vertido se especifica típ icam en te co m o una condi ción inicial en la ecuació n 7.16 del E jem pio 7.5 (O D T - 8,5 mg/1). L a D BO del caudal de vertido tam b ién se especifica típicam ente com o condición inicial, n u e v am en te com o en el E jem p lo 7.5 (D B O ; = 25 mg/1). P o r ejem plo, p u ed e suceder que la calidad del agua de un lago en el que desem boque un río p o sea un valor de O D j m ás alto y que co n trib u y a a in crem en tar el valor de O D del lago. L a calidad del ag u a en lagos se disc u te en una sección p osterior y en el C apítu lo 21.
C A LID A D DEL A G U A E N RÍOS Y LA G O S: PROCESOS FÍSIC O S
423
7.4.2. Oxidación biológica de la materia orgánica carbonosa y nitrosa Algunas veces a e sta transformad!ón se la denom ina sim plem ente desoxigenación. Se supone que la velocidad de desoxigenación es una reacción de p rim er orden; es decir que la velo cid ad de desoxigenación es proporcional a la D B O rem anente. r0 = ^ A donde
(7.17)
r0 = co n stan te de v elocidad de desoxigenación, d -1 L, = D B O rem anente d esp u és de tiem po t, mg/1
Tam bién
L, = L 0 e~K,r L 0 = D BO de la m ezcla inicial de agua residual y agua de río
P or tanto r 0 = K ,L 0 e ^ '
(7.18)
Si un contam inante de caudal Qw y u n a D BO L w se descarga al río d e cauda! Qs y D BO Ls, entonces la D BO inicial L 0 d e la m ezcla se determ ina a p a rtir del b alan ce de m ateria. T
—
° ~
donde
+
Qs +
<2,
Qs = caudal en la c o m en te, m 3/s 2,„ = cau d al de vertido del agua residual, m 3/s Ls = D B O del río, aguas arrib a del vertido, mg/1 L w = D B O de vertido del ag u a residual, mg/1
En las ecuaciones anteriores no se h a c e distinción entre la D BOC y la D B O N . La velocidad K 1 es un parám etro siem p re presente y reconocido su ficiente en m u chos casos en la utilidad del m odelo. L o s valores d e K í varían desde 0,1-0,25 d "*1 para ríos contam inados hasta 0,35-0,7 d ~ 1 para aguas residuales no tratadas (v éa se T abla 7.1)
7.4.3. Reaireación de las capas superficiales de los cursos de agua Al igual que la desoxigenación, se supone para la velocidad de reaireación una reacción de prim er orden, d ependiente del déficit actual de OD, D , ya que
424
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
en donde
D = d éficit d e Q D = O D s - OD, mg/1 O D s = v alo r de saturación de O D, mg/1 (9 ,2 mg/1 a 20 DC) O D = OD real, mg/1 K 2 = constan te de reaireació n , d - 1
La velocidad K 2 pued e van'ai- en to rn o a un orden de m ag n itu d , típicam ente los lagos de aguas tranquilas poseen valo res bajos a lred ed o r de 0,1 m ientras que aquellas zonas rápidas de los ríos p o seen valores d e K 2 en to m o a 1,0. E n la Tabla 7.2 se reproducen valores típicos p ara la co n stan te K 2. O ’C onnor y D obbins (195S) sugirieron una gen eralizació n p a ra K 2 de
en donde
U = velocid ad m edia lo n gitudinal, m/s H = p ro fu n d id ad del agua, m
E l lector pued e consultar O ’C o n n o r y D obbins (1958) y tam b ién T chobanoglous y Schroeder (1987) p ara m ás detalles. E je m p lo 7 .6 . C alcu lar la constante de velocidad d e reaireació n d e u n río que fluye por u n can al de 30 m de ancho y 2 m de p ro fu n d id ad a u n a v elocidad de 1,0 m/s. Si se p ro v o ca u n a inundación en el río, n u ev am e n te el canal posee 30 m de ancho p ero ahora con 3 m d e pro fu n d id ad y u n a v elo cid ad m edia de 2,0 m /s, ¿cuál será la nuev a constan te de velo cid ad de reaireació n ? Solución:
U sando
K2 k
2
k
2
b)
T a b la 7.2.
3,9 U 1'2 H 312
C o n s ta n te s d e re a ire a c ió n típ ic a s K¡ R ango de k2 a 20.?C -(d-‘) ; f ,
M edio Pequeñas lagunas Ríos de aguas muy lentas y grandes lagos
0,1-0,23 0,23-0,35
0,35-0,46 0,46-0,69
Ríos de velocidad lenta Ríos de velocidad inedia Ríos rápidos
0,69-1,15
>1,15
Rápidos A daptado de T chobanoglous
y Schroeder,
1987.
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
425
7.4.4. Reducción de la DBO en la sedimentación de sólidos Los sólidos en suspensión q u e contienen las aguas residuales vertidas en los ríos pueden ocasionalm ente sedim entar en el fo n d o d e éstos o en los estuarios. Se reduce p u es la carga contam inante en las aguas receptoras. La tasa d e sedim enta ción es d irectam en te proporcional a la co n centración de sólidos en suspensión y a la velocidad d e sedim entación definidas en la siguiente fórm ula:
r* en donde
(7.21)
H ca
rs = tasa de sedim entación d e sólidos en suspensión, m g/I día v = velocidad d e sedim entación, m /día Css = concentración de sólidos en suspensión, mg/1 H = profundidad, m
Para d eterm in ar estas velocidades usualm ente se em plean ensayos d e laboratorio debido a q ue las velocidades de filtración son m u y bajas con valores del orden de 0,1-10 m /d ía (M etcalf y E d d y , 1991). L a contribución a la sedim entación en la ecuación 7.16 de balance d e m ateria no se in clu y e con m ucha frecuencia.
7.4.5. Fotosíntesis y respiración Si hay algas de fitoplancton presentes en u n a m asa de agua (típicam ente lagos aunque algunas veces en río s de aguas tran q u ilas o estuarios) aquellas producen oxígeno (fotosíntesis) d u ran te las horas del d ía y consum en oxígeno (respiración) continuam ente. Esto se m u estra esquem áticam ente en la Figura 7.5.
F o to s ín te s is
+02
12
i 6
12
i 18
i 24
* T ie m p o (h)
M e d io d ía
-O,
.Z .
R e s p ira c ió n
Tiempo
Figura 7.5.
Fotosíntesis y respiración del fitoplancton.
426
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
E l crecim iento del fito p lan cto n depende del aporte de n u trien tes y p ara un bajo sum inistro de nutrientes la producción de O , p o r fo tosíntesis p uede eq u ili brarse con el consu m o de 0 2 d eb id o a la respiración. Sin em bargo, altos n iveles de nutrientes orig in an u n crecim ien to excesivo del fitoplancton y un consum o neto de oxígeno. L as necesid ad es de 0 2 del p ro ceso fotosíntesis-respiración se han descrito m atem áticam en te p o r O rlob (1981) p o r la siguiente ecuación:
O 2 = K b(n pP ) y V - K b(rpP )V fo to s ín te s is
en donde
, (7.22)
re s p ira c ió n
V = volum en (del lago u otra m asa de agua), m 3 0 2 = concentración d e oxígeno, mg/1 K h = coeficiente de actividad de la b io ta , adim ensional P — concen tració n d e fitoplancton, mg/1 ¡j. = co eficien te d e crecim iento, d - i rp = coeficiente de respiración, d y = facto r esteq u io m étrico de o x igenación para el crecim iento d e las algas, m g /m g
V arios de estos parám etro s son cuantificados en m anuales d e program as de. sim ulación, p o r ejem plo, Q U A L S 2 (descrito en el C ap. 21). E l o x ígeno p ro d u ci do p u ed e alca n zar niveles de satu ració n , en una m a sa de agua q u e no posee un déficit significativo de oxígeno, si el fitoplancton realiza la fotosíntesis durante el día. E n ese caso e l oxígeno en ex ceso se perderá a la atm ósfera. E n esta situación un a pérdida n e ta de oxígeno p u e d e ocurrir a u n q u e típicam ente la fotosíntesis produzca alred ed o r de u n a vez y m ed ia m ás oxígeno del requerido p ara la resp ira ción. A sí O ’C o n n o r sugirió la sig u ien te expresión p a ra la liberación de oxígeno durante la fotosíntesis:
P(t) = P "’ S-£- f . Pn donde
0 s? t sí P
(7.23)
P{t) — v elocidad de lib eració n de oxígeno Pm = velocidad m á x im a d e liberación de oxígeno en el p eríodo p
En las condiciones m ás fav o rab les, N em erow (1985) inform ó de que se p u ed en p roducir entre 0,5 y 0,96 g d e 0 2 p o r fotosíntesis p o r m etro cuadrado y día.
7.4.6. Difusión de oxígeno a la zona bentónica: DOS Se denom ina frecuentem en te la d em anda de o x íg en o del sedim ento (D O S) y tie ne lugar cuando com puestos o rg án ico s sedim entan en el fondo del río y se biode-
CA LID A D DEL AGUA E N R ÍO S Y LA G O S: PR O C ESO S FÍSICO S
427
gradan, ocasionando un consum o de oxígeno disuelto para el p ro p io sistem a. El m odelo de velocidad d e orden cero de DOS es:
J nni —
donde
rvPOS
(7.24)
H
rD0S = velocidad de consum o de 0 2, mg/1 día ^ dos = consum o de oxígeno por p arte de los sedim entos, m g/m 2 día H = profundidad, m
En áreas de cantidades de sedim entos significativas, la cantidad de DOS puede ser un im portante sum idero en el balance de m asa del oxígeno. E n la T abla 7.3 se recogen los valores típicos de la constante K D0s.
7.4.7. Modelo modificado de déficit de oxígeno de Streeter-Phelps E n la Sección 7.3 se explicó la curva original de déficit de o x íg en o de Streeter y Phelps (1925) basadas en los dos procesos d e oxidación de la D B O y la reairea ción de la superficie. E n esta sección se llevará a cabo el desarrollo necesario p ara in clu ir la D OS y otros parám etros de im portancia. Hay que tener en cuenta que el m odelo de S treeter y P helps supone q u e las descargas de vertid o contam inante son constantes y que se producen en u n solo.punto en un río d e cau d al y sección constantes. T eniendo en cuenta que los vertidos de DBO d e un agua residual típica varían en el tiem po (diariam ente) y q u e pueden ex istir v ario s puntos de descarga de vertido a lo largo del propio río con cargas de diferen te m agnitud ésta p o r supuesto no es una suposición m uy real. T am bién, los c a u d a les de los ríos varían con el tiem po y las secciones son rara v ez uniform es y constantes. En el m odelo de S treeter y Phelps, se supone que las concentraciones longitudinales y verticales de OD y D BO son uniform es en cad a sección, o lo q u e es lo m ism o se supone un m odelo de flujo de pistón. A sí m ism o se supone que las velocidades de desoxigenación y reaireación cum plen una ecuación lineal d e p rim e r orden. En T abla 7.3.
V alo res típ ic o s de Koos
Descripción del sedimento ' Lodo urbano cerca de emisario Lodo urbano viejo aguas abajo del emisario Sedimento de estuario Lecho arenoso Lecho mineral
^B ostím g/»'2 d ía) -4 -1.5 -1 .5 -0,5 -0.07
t Nótense las unidades diferentes de K0os y Kl y K,. Adaptado de Tcliobanoglous y Scroeder, 1987.
428
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
definitiva esto puede se r d em asiad o sim p lista p ara m edio acu ático s alg o frágiles. Los m uchos procesos q u e p o ten cialm en te son p o sib les se listan en la S ección 7.4 (adem ás de la desoxigen ació n y la reaireación), m uchos d e éstos se d esarrollan en m odelos u n i-dim ensionales (tales com o Q U A L 2) o m o d elo s bidim en sio n ales. R ecordem os que la E cu a ció n (7.12) p ara el oxígeno disuelto es: dO D — = ^
K XL
- K 20 D
d e s o x ig e n a c ió n
(7.12)
re a ire a c ió n
C onsiderando que paite d e l D B O puede ser elim inado p o r sed im en tació n , O rlob (1983) desarrolla la sig u ie n te ecuación p a ra D B O , ~
= ~ (K 1 + K 2)L
(7.25)
en donde K s = constante d e elim inación del D B O p o r sedim en tació n , d _1 Por eso L, = L 0
OD(r) =
(7.26)
k 1l q ------, 1 0 [e- (ír'+A'->' - e - ^ '] + O D 0e - ^ ' K 2 - (K , + 1Q
(7.27)
En las dos ecuaciones an teiio res, que son m odificacio nes de la s E cuaciones (7.12) y (7.13), se supone q u e no se obtiene O D del propio sedim en to y que no se lleva a cab o la fotosíntesis (O rlob, 1983). Posteriores m odificacio n es realizadas p o r C am p (1963) p a ra las ecuaciones del p erfil de D B O y O D incluyen - ~ (& i + K s)L +
B
(7.28)
D B O d e l s e d im e n to
dO D — =
- K 2O D -
P
r e a ir e a c ió n
fo to s ín te s is
d e s o x ig e n a c ió n
(7.29)
donde B = el aporte de D B O al m edio acuático p o r los depósitos ben tó n ico s, mg/1 día L a solución analítica a las E cuaciones 7.28 y 7.29 es
<73o)
h _¡L
í
0 D « = 7 ----- 7 7 ^ — 77; ( ¿o ~ - ^ - 1 7 )[e”CK‘+A')' - z~K- ] + K 2 - ( K J + K s) V 0 K 1 + K,
k
2 \ k , + Ks
k
,
(1 - e *') + OD0e J'
(7.31)
C A L ID A D DEL A G U A E N RÍO S Y LA G O S: PROCESOS FÍSICOS
429
Si el D BO es ap ortad o p or los d e p ó sito s bentónicos p e ro no se lleva a cab o una reducción del m ism o p o r sedim en tació n (por ejem plo, K s = 0), las E cuaciones 7.30 y 7.31 se redu cen a /
B \
L{t)={L°
..
B
~
0DW =
Y
( L° " Y
j
(732)
, ~ e’AV) +
B —P + — - (1 - e-AV) + O D 0e-A';' Kj
(7.33)
Se pueden considerar casi un sinfín d e m odificaciones, inclu so si se incluyen los procesos de m ezcla. E l lector debe c o n su lta r la obra d e O rlob (1983) p a ra un análisis detallado. E je m p lo 7.7. C onsidérese el c a so d el Ejem plo 7.5. S i adem ás de los p ro ce sos de desoxigenación y reaireación su p o n e r que se lle v a a cabo un proceso de elim inación de D B O p o r sedim entación con una constante Ks = -0 ,0 5 d _ 1 . a) b) c) d)
la el la el
ecuación del tiem po p ara o b te n e r O D mIn, tiem po re al p ara obtener O D m(„, distancia real para o b ten er O D ml„, déficit m áx im o de OD.
Solución:
0D W = K y 2—~ (A , + Ks) (£r(A>A',>' ~ e' AV) + O D oe-AV P or conveniencia hacemos dO D di dO D
+ K s = K \. E ntonces
- ( - A / f e '^ ' + K 2t - K>') - K zO D 0e-*=' K 3 - K* „
~dT (se sabe q u e en donde OD es m ín im o , t = te) K ¡L 0
- (~K*erK'' + K j f K*) - A',O D 0e''''='
K 2 - K*
K iL °
(
K2 - K* \
Kí
K 2
e<*=-A'»' + 1 ] = O D n
430
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
O D 0(K 2 - K f) K 2 K tL 0 El Kf
1
K2
Kf
Kf
OD0 (K 2 - K f -
K,
T om ando lo g aritm o s naturales (ln) en am bos lados: D0 (K 2 - K f 1- • K, Ln
(K 2 - K * ) t = ln E i Kf Por tanto 1 c
k
3 - Kf
ln ■ ¿q
D 0 (K 2 - K f
1
Ln V
K,
sustituyendo K f p o r K x + K 2¡ entonces 1 ■lnK 2 - (K , + K s) K , + K,
b)
tc
D ( K 2 - K 1 + K, K,
1
. 0,4 1 - ^ •ln0,4 - (0,25 - 0,05) "■ 0,25 - 0,05 1 25
(7.34)
0 ,4 - (0,25 - 0,05)' 0,25
= 6,82 d ías (> 3 ,0 2 días del E jem plo 7.5) c)
L a distancia al p u n to de déficit m áxim o, suponiendo U = 0,1 m/s es = Ü tc = 0,1 x 6,82 x 3.600 x 24 x 1 0 “ 3 = 58,9 km
d)
ODc(íc = 6 ,8 2 )
K rL 0
j g-uv/Q/ _ e-Avj + O D 0e-^ ’ =
K 2 - CK i + K h) 0,25 x 25 0 ,4 - (0,25 - 0,05)
(e
-0.3x6,82
2) + OJe-0'^6,52
P or tanto O D c = 4 ,0 4 mg/1 es decir el d éfic it m áxim o es 4,04 mg/1 y la concentración de saturación de 0 2 es 9,2 mg/1, así que existe todavía un nivel de o x íg en o disuelto de 5,16 mg/1, su ficien te p ara m antener la v ida p ara p eces grandes pero no suficiente p a ra m an ten er salm ónidos, p o r tanto al p e rm itir la separación de DBO p o r sedim en tació n se hace viable la calidad del agua.
CALIDAD DEL AGUA EN RIOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
431
7.5. PROCESOS DE TRANSPORTE EN MASAS DE AGUA Los procesos clav e de transporte (de un soluto) en las m asas de agua, sea un río, un lago o un estuario son: • A dvección (p o r la velocidad m edia de la m asa d e agua) y 9 D ifusión (m olecular y turbulenta). L a ecuación general y unidim ensional de co nservación de m ateria descrita en el Capítulo 21 p ara una m asa de agua es
5C 8 ( bC \ d ^ 7 = - ( £ > L 1r ) - - ( U C ) ± Z S at ox \ dx J ex d is p e rs ió n
a d v e rs ió n
En las ecuaciones anteriores p ara el OD y la D B O se suponía que no se producían estos fenóm enos de transporte en las velocidades de reacción. En u n a m ezcla longitudinal se consideran así m ism o que los perfiles longitudinales p ara el OD y la D BO son m ás complejos. C am p (1963) describió los p erfiles .para, u n a fuente de DBO com o: Perfil de D B O d 2L dL ■DL - ^ - U — - { K i + K ^ L + B = 0
(7.35)
d 2OD dO D Dh —£ 5 - - U — + K 2 (O D s - O D ) - K yL + P + 0
(7.36)
Perfil de O D:
donde
D L = coeficiente de dispersión o m ezcla turbulenta longitudinal, m 2/s U = velocidad m edia del torrente, m /s OD = O xígeno disuelto, mg/1 O D s = O xígeno saturado disuelto, mg/1
Estas ecuaciones fueron sim plificadas p or O ’C onnor (1960) quien co n sid eró in significante el fenóm eno de m ezcla longitudinal y significativo el fen ó m en o de mezcla lateral en el proceso de disolución. E n el C apítulo 21.de m od elizad o se desarrollan m á s los detalles.
< 4 4 4 4 4 f 4 4 4 « « 4 4 4 4 4 4 C44 f Cf f 4 4 f f 44 44 4
432
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
7.6. TRANSFERENCIA DE OXÍGENO POR TRANSPORTE EN LA INTERFASE DE LAS MASAS DE AGUA M ientras que el 0 2 es el gas de interés clave en la calidad d el agua, tam bién son de interés otros gases in clu y en d o el nitrógeno, m etano, h id ró g e n o , sulfuro y C O V etc. L a facilidad o dificultad con que cad a gas es absorbido p o r e l agua depende principalm ente de la solu bilid ad del agua en el gas. E l am oníaco, q u e es altam en te soluble en el agua, es absorbido ráp id am en te p o r el agua, m ientras q u e el oxígeno y el dióxido de carbono, que p o seen poca so lu bilid ad en el agua, son absorbidos con m enos facilid ad por la p ro p ia agua (referirse al C apítulo 3 para consultar los coeficientes d e solubilidad). T am bién existen g a se s que poseen un rango de solubilidades interm edio, la determ inación de los p ro ceso s de transfe rencia de m asas p ara estos tipos de gases es m ás co m p leja q u e la de los gases citados anteriorm ente. Cuando un gas entra en contacto con un líquido, se su p o n e siem p re la ex isten cia de una interfase gas-líquido. En el lado del gas d e la in terfa se existe una película delgada o capa lím ite de gas, dentro de la cual no se pro d u ce ninguna m ezcla por convección. E n el resto de la m a sa de gas, en el e x te rio r de la p elícula delgada, se supone q ue se p ro d u c e un fen ó m en o de m ezcla p o r convección. En la F igura 7.6 se m uestra la distribución de estas capas esquem áticam en te. P ara cada gas, existe un determ inado gradiente de p resió n parcial a lo larg o de la p elícula delgada de gas, representad o p o r P0 - P¡, en donde P¡ es la p resió n parcial del gas en la interfase, y Pg es la p resión parcial d el resto de la m asa d e gas. D e la m ism a m anera, en el lado de líquido de la interfase, existe una p e líc u la d elgada de agua, en donde no se da el fenó m en o de m ezcla p o r convección. E n el resto de la m asa de agua, en el ex terio r de esta película d elg ad a de agua, se d a el fenóm eno de m ezcla rápida p o r convección una vez que la concentración d e O ,, p or ejem plo, perm anece constante. A lo largo de la p elícu la delgada, ex iste un gradiente de
M a sa de gas
In te rfa s e P e líc u la d e g a s ¿9
P e líc u la d e a g u a ái
M asa de agua
i ñ M ezcla c o n v e c tiv a r á p id a (flujo tu rb u le n to )
Figura 7.6.
S in m ezcla c o n v e c tiv a (flujo lam in ar)
S in m ezcla co n v e c tiv a (flu jo lam in ar) c,
M ezcla c o n v e c tiv a r á p id a {flujo tu r b u le n to )
Esquem a de la interfase aire-agua.
C A LID A D D E L AG U A EN RÍO S Y LA G O S: PRO C ESO S FÍS IC O S
433
concentración de 0 , representado p o r C¡ - CL, donde C¡ es la co n centración de O., en la interfase y C L la concentración de O , en el resto de m asa de agua (C: > CL). L a base de esta teoría de absorción de gases es el m odelo de las dos capas límites de L ew is y W hitm an (1924). L as suposiciones son esencialm ente: 1. 2. 3.
Se dan las condiciones de estad o estacionario. E xiste flujo lam in ar en las películas d e gas y agua. En la interfase se establece el equilib rio instantáneo.
Se supone q ue el m ecanism o de tran sferen cia de gas es puram en te p o r difu sión (sin turbulencias). L a velocidad d e transferencia de gas por tan to depende de la resistencia de cualquier p elícula de gas o agua a la difusión. L a velocidad de difusión a través de la p elícu la de gas (del pro p io gas hasta la interfase) es propor cional a la concentración d e soluto ( 0 2 en el aire) en la m asa d e aire y en la película delgada de gas. L a difusión a través de la p elícula líq u id a d e agua es controlada p o r la diferencia en concentraciones entre C¡ y CL. En la p elícula de gas, existen m uchas m enos m oléculas de gas en com paración con la densidad elevada de m oléculas en la película d e agua. L a resistencia a la d ifu sió n en la película de líquido es m a y o r que la de la p elícu la de gas. Según L ew is y W hitm an (1924), la cantidad de soluto (O , en el aire) absorbi do p o r unidad de tiem po p o r la difusión a través de las dos películas es 1 dW = kÁ Po ~ donde
= U C ¡ ~ C L)
(7.37)
W = peso del soluto, mg = CV A = área de la interfase, m 2 kg = coeficiente de difusión del gas (o coeficiente de transferencia de m asas) kL = coeficiente de difusión en el agua
Pe, P¡ = presión parcial del soluto en la m asa de gas y en la interfase, atm CL, C¡ = concentración de soluto en la m asa de agua y en la interfase, mg/1 Por tanto, W
~ p f) = * l( Q - C ¡)
(7.38)
De la ley de H enry, la concentración de la interfase C¡ se encuentra en equilibrio con la presión parcial de la fase gas P¡:
C, = HP¡ donde
H = constante de la ley de Henry, mg/1 atm
(7.39)
< |p
434
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
P ara gases d e elevada so lu b ilid ad en el agua (p o r ejem plo, am oníaco) . 1 dW (7-40)
¡fjgf
^
ya que la concentración en la fa se gas de la interfase es m uy p e q u eñ a debido a que el gradiente a lo largo de la p elícu la de gas es m u y elevado. C om o tal, u n a v e z que el gas (am oníaco) alcan za la interfase, es abso rb id o ráp id am en te a trav és de la película de líquido. E l p ro c e so de transferencia de gas se v e lim itado p u es p or la propia p e líc u la de gas. P ara gases de escasa solu b ilid ad en el agua, p o r ejem plo, oxígeno
ÍP
1 dW A d t = k ¿ C* - C¿
10
Ip ^
donde C¡ de la E cu ació n (7.37) se sustituye p or C . Se establece así ya que el gradiente de p re sió n parcial a través de la película es m u y peq u eñ o debido a q u e Pg = P¡. Por tan to el valor de C¡ es el m ism o que el d e u n líquido saturado con oxígeno (u otro gas de solubilidad débil) a presión Pg y puede ser expresado co m o Cg y en este caso kL = ICL com o se define en la E cu ació n (7.44). P ara gases de solubilidad in term ed ia,
^ *
1 dW 7 -TT = W A df
- P¡) = K ¿ C g - C ;)
(7.42)
en donde K g, K L son los co eficiente totales, K L ^ k L, K g ^ k : H k,k„ m
K * - m r +%
(7 -4 3)
m m
Ka Kl = -¿
(7-44)
L a velocidad de disolución de u n gas en elagua o el flujo de gas en la propia a g u a <^|ff es p o r tanto ( 0 2, d e solubilidad débil) dC di
= K La (C g - C,) = K ¿ C g - C,)
(7.45)
C - C - r = K l a K 2t C„y ~ C,
(7.46)
L itegrando se o b tien e ln
^
a
CALIDAD D E L AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
donde
435
Ce = concentración de saturación mg/1 C 0 = concentración inicial, mg/1 C, = concen tració n después de u n tiem po f, mg/1 A¡ - área de interfase, m 2 V = volum en d el líquido, m 3 K l = coeficiente de transferencia d e m ateria en la p elícula líquida, d - 1
En relación con el proceso d e reaireación en la m asa de agua, el coeficiente de reaireación K 2 (frecuentem ente denom inado K a) es
K a = K 2 = KLa = K L ^
d onde
=^
(7.47)
H = profundidad en la m asa de a g u a
E n O rlob (1983) se puede encontrar un am p lio abanico de estim aciones del valor de K a. En la T abla 7.1 se relacionan algunos valores típicos. D e esta m anera la E cuación (7.46) se convierte en
= e‘ AV
(7.48)
Lt P or tanto C, = C#(l -
+ C 0z K'-'
(7.49)
E je m p lo 7.8. Si la concentración de saturación del 0 2 en el agua es 9,2 mg/1 y la concentración inicial C 0 es 2,1 mg/1, d eterm in ar eltiem po en alcanzar una concentración C, de 7,5 mg/1 si la co n stan te K 2 es 0,25 d ía - 1 .¿Cuál será el tiem po necesario para o b ten er valores de C, d e 5,0, 6,0, 7,0, 8,0 y 9,0 mg/1? Solución:
In
= K 2t c .- c ,
2 P ara C, = 7,5 mg/1: ‘
C0 - C,
1 9.2 - 2 1 t = —— ln = 5,7 días 0,25 9,2 - 7,5
436
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
A nálogam ente: c, (nig/l) .^ y -.
..Tiempo í .(días) „
5 6 7 7,5 8 8,5 9
m «r
2,1 3,2 4,8 5,7 7,1 9,3 14,3
Por tanto se deduce que se necesitan varios días si ún icam en te in terv ien e el p ro ceso de difusión m olecular en la reaireación o reoxigenación del ag u a. S in em bargo, en la m ay or p arte de los sistem as presentes en los ríos, el proceso de difusión p o r turbulencias ex iste debido al propio cau d al del río sum án d o se al propio p roceso de difusión m o lecular. A sí que el tiem po real de reaireació n es en la p ráctica m en o r que lo qu e pued an indicar los datos q u e se m u estran en la tabla anterior.
7.7. EL PROCESO DE MEZCLA POR TURBULENCIAS EN LOS RÍOS m m
Si el flujo en u n río o m asa de agua es turbulento, te n d rá lugar m u c h a m as airea ción p o r m ezc la turbulenta q u e p o r difusión de F icks. Sin em b arg o , la difusión puede ser el principal «aireador» de las m asas de agua estancadas. E n ríos, los procesos d e m ezcla puede im ag in arse que tienen lu g ar en las d ireccio n es vertical, lateral (horizontal) y longitu d in al. P o r ejem plo, F iscb er e t al. (1979), sugirieron los siguientes coeficientes d e m ezcla: Vertical: ev = 0,067 du*
(7.50)
T ransversal: s, = 0,15 d u*
(7.51)
= (0,01 - 0,2) d u * p ara tram os de río estrechos = (0,4 - 0,8) du* para canales reales L ongitudinal: > 0,15 du* donde
(7.52)
d = pro fu n d id ad de la m asa de agua
y u* = velo cid ad de cizalladura
» ^ /g d s
(7.53)
C A L ID A D D EL A G U A E N RÍOS Y LA G O S: PR O C ESO S FÍSICOS
donde
437
s = p en d ien te del lecho d e l canal g = gravedad
D ependiendo del tip o de canal o estu ario los coeficientes indicados m ás arriba varían. Fischer et al. (1979) tam bién indicaron que para un penacho que se e x tiende la concentración en la línea c en tral puede aproxim arse con la ecuación:
■r -Q£° donde
i
(7 ^)
Q - cau d al, m 3/s C0 = concentració n inicial, p p m x = d istan cia aguas abajo U = v elo cid a d media, m /s
F ischer et al. (1979) tam bién calc u laro n la longitud aguas abajo p ara una m ezcla com pleta en un vertid o situado en la línea central del estuario de un rio, co n la siguiente expresión L = 0,1 Ü W 2/ e, en donde
(7.55)
W = la anchura del río
Para un a m ezcla co m p leta y para un v ertido en el lateral de un torrente, la lo n g i tud L se considera doble que la q u e se calcula con la E cuación (7.55). E jem p lo 7.9. D eterm inar la velo cid ad , el coeficiente de m ezcla transversal y la longitud aguas abajo para u n a m ezc la com pleta d e un vertido de aguas re si duales en un lateral de un torrente c o n un caudal de 5 m 3/s, concentración inicial de D B O de 30 mg/1, una pendiente d e l lecho de 0,001 y u n a profundidad de unos 5 m . A sí m ism o determ in ar la concentración m áxim a 1,5 km aguas abajo si el río posee un tramo c o n m eandros, con u n a anchura de 100 m y una velocidad m edia de 0,5 m/s. Solución: V elocidad d e cizalladura u* = *J~gds = ^ 9 ,8 1 x 5 x 0,001 = 0,22 m /s C oeficiente transversa] de m ezcla e, = 0,6 du* = 0,6 x 5 x 0,22 = 0,66 m 2/s D istancia ag u as abajo _ para una m ezc la com pleta L = 0,2 U W 2/ f., = S 0,2 x 0,5 x 1 0 0 7 0 ,6 6 ^
1,5 km
438
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Concentración máxima a 1,5 km QC0 aguas abajo Cm¡ix = -=?
1
Ud ^jAnzpjU
0,5 x 30 0,5 x 5
^ 4 7 1
x 0,66 x 1.500/0,5
C = 0,04 m g/] P ara un tratado ex celen te sobre los p ro ceso s de m ezcla en aguas costeras y de interior el lector debe re fe rirse a la o b ra de Fischer et al. (1979). í»
m 7.8. CALIDAD DEL AGUA EN LAGOS Y EMBALSES i |p
^ i¡ ^ ^ ^ ip W “
ÍP ^ ”
E n el C apítulo 5 se trató ac e rc a de la calid ad de aguas en lag o s y em balses desde una p ersp ectiv a ecológica. E n esta sección se introducen algunos conceptos n u m éricos dejando los m odelo s m atem áticos m ás com plejos para el C apítulo 21. Frecuentem ente los p ro b lem as de calidad d e agua en em balses son debidos a procesos de eutrofízación q u e son causados por: • • 8 •
V ertidos de aguas resid u ales urbanas V ertidos de aguas resid u ales industriales E scorrentía urbana E scorrentía agrícola con fertilizantes naturales o artificiales que producen altas cargas de n utrien tes • B iocidas procedentes de la acuicultura E n la m ayoría de los países desarrollados las tres p rim eras causas suelen ser insignificantes debido al estrech o m argen perm itido p o r la leg islació n m edioam biental así com o las facilid ad es disponibles de procesos y p lantas de tratam iento. Sin em bargo, en la d écada d e los 90, todavía el problem a de las infiltracio n es p o r los lixiviados ricos en n u trien tes de la agricultura es sin d u d a el m ás com ún de todos ellos. E s un p ro b lem a difícil ya que las fuentes d e vertido son m últiples y las soluciones técnicas, d eb id o a los cam bios en el uso de la p ro p ia tierra, son lentas y difíciles de im plem entar. A lgunas veces se em plean in situ soluciones p o r m edio de la aireación m ecán ica en pequeños lagos. L os lagos y em balses se caracterizan p o r sus tiem po s de residencia altos que suelen e star entre los 3 m eses y decenas de'añ o s. En este últim o caso, los aportes de v ertidos tienen u n efecto insignificante en la calidad d el agua. Si esto s aportes son ric o s en nutrientes no son deseables. Los p arám etro s físicos clave que afectan a la calidad de ag u a en los lagos son: • M ovim iento de los vientos • C am bios de tem peratu ra • A portes/descargas
CALIDAD D E L A G U A E N R ÍO S Y LAGOS: PR O C ESO S FÍSIC O S
439
E xam inando los parám etros principales de un lago a lo largo del ciclo anual típico en el hem isferio norte tenem os (véase Fig. 7.7): • A portes reducidos en los m eses de verano con la co rrespondiente reducción del n ivel d e las aguas • Increm ento de la radiación so lar en los m eses de verano con la co rresp o n diente subida de la tem p eratu ra del agua particularm ente en las zonas c er canas a la superficie • V alores reducidos de oxígeno disuelto en los m eses de verano, debido al increm ento de tem peratura y la reducción del n iv el del agua Según se representa en la F ig u ra 7.8 se pueden distinguir tres zonas en la profundidad de un lago. El p erfil de tem peratura en verano es el m ás profu n d o ; en prim avera y otoño, el perfil de tem peratura v ariará entre am bos lím ites de in v ier no y verano. U sualm ente la tem peratura a grandes profundidades es de 4 °C en donde la densidad tiene un v alo r de 1.000 k g /m 3. Esta zona de g ran d es p ro fu n d i dades se d enom ina hipolim nion, y es donde la tem peratura y la d ensidad no c a m bian a lo larg o de todo el año. E l volum en en contacto co n la superficie, conocido como el epilim nion, es m uy dependiente según la radiación solar. E n el invierno, las tem peraturas alcanzan n iveles de congelación, tal y com o se m u estra en la Figura 7.8. E n el verano, las tem peraturas en el epilim nion pueden ascen d er hasta ¡os 20 °C. E ntre el epilim nion y el hipolim nion existe una zona en d onde se experim enta un gradiente de tem peratura significativo, p articularm ente durante el verano. Con respecto a esta estratificación se define el núm ero d ensim étrico de F ra u de para los lagos:
donde
V fuerza de inercia N um ero de F roude = — -¡= = -------------------------/£)g fuerza gray itato n a
(7.56)
V F d en sim etn ca = F D = —¡ = —
(7.57)
p Q = densidad de referencia A p = la variación en densidad sobre una profundidad D (si Ap > 0,01 g /m 3 =5- estratificación fuerte) Si F d > 0,32 => estratificación nula 0,01 < F d < 0,32 => estratificación m oderada F D < 0,01 => estratificación severa
440
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
N ivel d e a g u a d e ! l a g o
A ñ o d e i h e m is fe r io n o r te
Figura 7.7. Esq uem a de las tendencias en nivel de agua, tem peratura y ra diación solar a lo largo del año en un lago m oderadam ente en reposo.
Los lagos tam bién se clasifican respecto a la estabilidad p o r su n ú m ero d e R ichardson: EP
-|g ( A p /A Z )A Z
EC ~ donde
\p { A u 2¡ A 7 )
- g ( A p /A Z ) ~ p {A u 2/ A Z 2)
(7.58)
E P = en erg ía p o ten cial E C = energía cinética Ap Si — = 0 => n eu tralm ente estable (o m etaestab le) Ap Si — < 0 => estable AZ Ap Si AZ > 0
donde
no estable
A Z es la v ariació n de la altu ra y u es una v elo cid ad m ed ia
E je m p lo 7.10. D eterm in ar la c ate g o ría de la estratificación de un lago si sus dim ensiones de altura, anch o y p ro fu n d id ad son 10 km , 2 Ion y 25 m respectiva m ente. E l lago se vacía e n verano a razón d e un caudal de 10 m 3/s. L a tem peratu ra de la superficie en v eran o es de 25 °C.
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
Figura 7.8.
441
Perfiles de temperatura en un lago estratificado.
Solución:
V = -rL = BD
2.000 x 25
= 2 x 10- 4 m/s
Psupcrfkbi = 997 k g /m 3 p 0 = 1.000 k g /m 3 Por tanto 2 x 10" j { Á p / p 0)D g
= 2,3 x 1 0 ~ 4 « 0,01
^/[l.OOO - 997)/1.000]25 x 9,81
El lago por tan to se encuentra fu ertem ente estratificado (es decir f D < 0,01). D ependiendo del valor de varios parám etros la calidad del agua de los lagos tiene un estado trófico tal y com o está indicado en la T ab la 7.4. L a concentración total de fó sforo está relacionada con la clorofila, uno de los pigm entos de color verde que intervienen en la fotosíntesis, por la siguiente expresión: lo g (clorofila) = -1 ,0 9 + 1,46P
Tabla 7.4. P arám etro
Calidad trófica de los lagos .
Oligotrófico -
Mesotrófico
Eutrófico
<10
P total, ;ig/l Clorofila, /ig/1
<4
10-20 4-10
> 10
Profundidad seechi, m Oxígeno en el hipolimnion, % O,
>4 >80
2-4 I0-S0
<2 < 10
>20
^
442
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 7.5.
Coeficiente de difusión de los lagos
_ T ipo de difusión -l. _
C oeficiente de difusión :*í
Difusión de remolino Difusión molecular Difusión térmica
Í*
w Ip r
1 0 "2 106 10~5 - 10~4 K T 8 - 1CT6
en donde la clorofila y la co ncentración total d e fósforo p o seen la s unidades de mg/1. S e puede ap reciar en la T ab la 7 ,4 que no existe u n a ex ce siv a variación en los diferentes p arám etro s entre los lag o s oligotróficos y los eu tró ñ c o s. L a clo ro fi la y e l fósforo to ta l son parám etro s de un interés significativo y así se incluyen en m odelos m atem áticos en el estudio de la din ám ica de los lagos. L a difusión en los lagos varía significativam ente y en la T a b la 7.5 se puede id entificar el orden d e m agnitud d e este fenóm eno.
7.8.1.
Balance sencillo de fósforo en un lago
D ebido a que el fó sfo ro es el nu trien te m ás usual que lim ita el p ro c e so de eutrofización en un lago, se han hecho m uchos trabajos d e investigación p a ra cuantificar el m ism o (V ollenw erder, 1975; F isch er e t al., 1979; Im berger, 1982; y H avis y O stendorf, 1989). A continuación se define la ecu ació n p ara un b ala n c e de m ate ria sim ple de fósforo ilustrándose tam bién en la F ig u ra 7.9: entrada de m aterial - salida de m aterial - m asa de P que sed im en ta en el lago + + g en eració n de m asa = v elocidad de acum ulación Qa CPa¡- Q oaCp - V ¿ IC p + 0:
dM di
(7.59)
E n este caso, se su p o n e que no hay generación de fósforo en el in te rio r del lago. dM S e suponen tam bién condiciones de estado estacionario — = 0. T am b ién se sudt p o n e que la concentración de fósforo de salid a 'd e l lago es la m ism a que la del
- VR.
Figura 7.9.
....
S u p u e s to d e i a g o b ie n m e z c ia d o Cp = c o n c e n tr a c ió n d e f ó s f o r o e n e! la g o l / , « v e lo c id a d d e s e d im e n ta c ió n
Balance de materia del fósforo en un lago.
C A LID A D D E L A G U A EN RÍOS Y LA G O S: PR O C ESO S FÍSICO S
443
propio lago y qu e el caudal d e entrada es ig u a l al caudal de salida. La E cu a ción 7.59 se pued e volver a escribir como:
QCP'"= QCP +
V A Cp =
Cp(Q +
VA)
OCP ~ ■ p Q + VA
C oncentración de P en el lago C„ =
(7.60)
E je m p lo 7.11. Un lago de 20 k m 2 de sup erficie tiene un caudal de en trad a de aportaciones de 10 m 3/s con C = 0,01 mg/1. Una d epuradora d e aguas re s i duales urbanas vierte el ag u a depurada con u n caudal de 0,05 m 3/s y una Cp - 10 mg/1. D eterm inar la concentración d e fósforo en estad o estacionario dentro del lago. Se supone u n a velocidad d e sedim entación de Vs ~ 20 m /año (0,6 x 1 0 - 6 m /s). D eterm inar la concentración perm isible en el vertido de aguas residuales si la Cp m áxim a en el lago es 0,01 mg/1. Solución: QCp„ E cuación (7.60) C . = P 2 + VA Q = 10 + 0,05 = 10,05 m 3/s ' Q C C l>at = 10 x 0,01 + 0,05 x 10 = 0,6 g /s V A = 0,6 x 1 0 ~ 6 x 20 x 106 = 12 m 3/s P or tanto
0,6 C p
= TrTñF . 1 0 = °-027 g /m 3 = °-027 10,05~+ 12
> 0 .0 1 m g/l
Es n ecesaria u n a reducción en la concentración de P en el aflu en te de agua resi dual: QC„cn = Cp(Q + V A ) = 0,01(10,05 + 12) = 0,2205 g/s 0,2205 = 10 x 0,01 + 0,05 x C„Pan 7 Por tanto C ,t„ = 2,41 mg/1 L a concentración de P acep tab le en el vertido de agua residual debe ser m en o r de 2,41 mg/1.
tP
444
INGENIERÍA AMBIENTAL
W 13. LA CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS * ||p ^ ^ ÍH? %
¡^ HP ^ íp ^ ^ ^
Como ya se explicó en el C apítulo 4, las aguas su b terrán eas son la m a y o r fuente de agua dulce existente. T ípicam en te el agua su b terrán ea se d esp laza lentam ente a una velocidad que se define p o r su conductividad h id ráu lica K cu y o s valores ya se indicaron en la T ab la 4.19. L a s gravas gruesas tienen un v a lo r de K de -6 ,4 x 1 0 ” 3 m /s m ientras que las capas de esquistos p o seen un v a lo r de - 1 ,2 x x 1 0 " 12 m /s. Según el m aterial de la capa del su b su elo p o r d o n d e discurra el agua ésta se desplazará a d iferentes velocidades. L a velo cid ad de d esp lazam ien to tam bién se com plica p o r el h echo de q u e K es tridim ensional, K x, K y y K z, y éstas pueden variar ya que raram en te el m ateria] es hom ogéneo. A dem ás su rg e la c o m plicación p o r el hecho de q u e esta heterogeneidad es o m n ip resen te casi siem pre y K varía de un cam po al próxim o. L a estim ación del m ovim iento d e las aguas subterráneas y de sus contam in an tes p u ed e ser estu d iad a con m o d elo s sim plistas o extrem adam ente com plejos. Se h ará una breve in tro d u cció n de esto s m odelos en el C apítulo 21. Las aguas subterráneas pueden ser contam inadas tan to por una fu en te puntu al como p o r u n a fuente difusa. En zonas rurales y gran jas en donde h ay pozos de extracción de aguas, cabe siem pre la posibilidad de que algunos lixiv iad o s con contam inantes propios de la ag ricu ltu ra puedan e n trar en contacto con las aguas subterráneas. L a p ropagació n de fertilizantes y p esticid as usados en la tierra son un foco potencial de contam inación difusa. P or el co n trario los accid en tes p ro d u cidos p o r derram es de aceite o las fugas en los p ro p io s tanques d e com bustible son un foco potencial de con tam in ació n en un punto. E s p o r tan to m isión del científico e ingeniero cu an tificar el contam inante y se g u ir su pro p ag ació n u n a vez que la contam inación se haya producido. L as m ed id as correcto ras pueden originarse tras el desarrollo de un m o d elo de p ro p ag ació n del p en ach o en donde se encuentre el contam inante. Los procesos de tran sp o rte de m ateria determ inan el nivel de p ro p ag ació n del penacho así com o la distribución espacial del co ntam inante. D ep en d iend o de los procesos tanto biológicos, quím icos o nucleares alg u n o s com puestos contam inantes p ueden increm entar o aten u a r su efecto. Ei p ro c eso de transporte es esen cialm ente el de advección, con una com ponente in sig n ifican te d e difusión y/o dispersión hidrodinám ica. L as causas que gobiernan la m agnitud y d irección de este transporte son: • El coeficiente tridim ensio n al de conductividad h idráulica K • El n ivel freático y su gradiente « L a existencia de fuentes (corrientes subterráneas) o sum ideros (galerías cársticas) • L a form a del dom inio de flujo
Hr qg? m m
m
En el m odelo m ás sim p le para determ inar la d ifu sió n de un p enacho contam inante se supone una reacció n de p rim er orden, p o r ejem p lo, ;• = - k C . A sí C, = C 0e - k‘
(7.61)
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
7 .10 . 7.1. 7.2.
447
PROBLEMAS D efinir los parám etros de calidad de ag u as D B O , D Q O , O D y D B O N , usando g ráficas si fuese necesario. D eterm inar la D B 0 5, con los datos del ensayo de D B O , diluido p o r 10 que se in clu y en a continuación:
Tiempo - OD de la m uestra diluida (días) (mg/1) 0 1 2 3 4 5
7.3.
D el P ro b lem a 7 .2 determ inar el D B 0 5 corregido, si el O D de la c o rres pondiente m u estra blanco sem brada se incluye a continuación:
. Tiempo • (d ías).:: 0 1 2 3 4 5
7.4. 7.5. 7.6. 7.7.
7.8. 7.9.
8,9 4,7 4,4 3,7 3,1 2,8
'
OD muestra blanco sem brada (mg/1) 9,05 9,0 8,95 8,9 8,85 8,8
Explicar con la ayuda de un diagram a la relación entre D B 0 5 y DBO„. Si la m uestra del Problem a 7.2 contiene 15 mg/1 de n itrógeno, determ ina!' la dem anda de oxígeno total. R epresente y explique la curva de consum o de oxígeno. Un agua resid u al con una D B O de 10 mg/1 se vierte p or u n a cascada en un torrente de ag u a dulce. L a velocidad m ed ia del torrente (a u n caudal bajo) es 0,2 m /s. E l O D aguas arriba es 8,3 mg/1. Si la constante d e d eso x ig en a ción k x es 0,2 d -1 y de reaireación es 0,35 d - 1 , determ inar: a) el tiem po y la distancia aguas abajo para un OD m ínim o. b) el O D m áxim o. D escriba y cuantifique cóm o se proyectaría la cascada p a ra p rovocar el mínimo im p acto en los valores de oxígeno disuelto del torrente. Escriba la ecuación unidim ensional de conservación de m ateria, para un vertido contam inante en un río. E x plique los térm inos d ifusión, dispersión y advección.
w
448
IN G EN IER IA A M B IE N T A L
illp 7.10. 7.11. 7.12.
lj ^
7.13. 7.14.
V
m
7.15.
ítw 7.16. w 7.17. tr -
m W
7.18. 7.19.
7.20.
«r 7.21. 7.22.
ü
»
%
7.23.
C onsulte el trabajo « M ecanism os d e reaireació n en torrentes natu rales» , de O ’C onnor y D o b b in s (1958). C onsulte el trabajo « E studio de la co ntam inación y p urificación natural en el río O hio» de S tre eter y P helps (1925). D el P roblem a 7.7, si adem ás de los procesos d e reaireación y d eso x ig en a ción se tiene en cu en ta la tasa de sedim entación de D B O , K s = —0 ,0 7 a - 1 , calcular: a) el tiem po necesario p ara un O D m ínim o b) la distancia p a ra O D m ínim o c) el valor m áxim o d e déficit d e O D. D eterm in ar la densid ad de vapor de agua en el aire a 25 °C. E x plique el fenóm en o físico -q u ím ico del uso de u n a colu m n a de agua p ara realizar la abso rció n del am oníaco en un v ertid o realizad o a la a tm ó s fera. E scrib a la ecu ació n de b alan ce de m ateria en este equipo con los flujos de entrada y sa lid a de gas y los flujos d e en trad a y salida de agua. El gas de entrada y el cau d a l de agua d e salida se en c u e n d a n en el fo n d o de la colum na m ientras q u e los otros se disponen en la parte superior. C onsulte el U'abajo « P rincipios de la absorción d e gas» por L ew is y W h it m an (1924). E xplique la diferencia en tre la difusión m o lecu lar y la difusión tu rbulenta. D é ejem plos de cad a proceso. D eterm ine la concen tració n m áx im a de un vertid o en la ribera de u n río a 2,5 km aguas abajo y q u e posee u n a concen tració n de 25 mg/1 y un caudal de 0,02 m 3/s. S upon g a q u e el río es recto y que p o se e una ancho de 5 0 m y u n a velocidad de cau d al lento de 0,25 m /s. E xplique y represen te los térm inos epilim nio, tem io clin a e h ipolim nio. C onsidérese que un lag o poco profundo se c o m p o rta com o u n reacto r agitado de flujo con tin u o . D eterm in ar la ecu ació n de b alance d e m ateria p ara un com puesto con tam in an te C. R esu elv a la ecuación. D el P roblem a 7.17, determ in ar el tiem po req u erid o p o r un lago p ara re d u cir un a carga co ntam in an te al 10 p o r 100 con u n a co n centración in icial C 0 de 250 mg/1. S upon g a que el v o lu m en del lago es 5 x 105 m 3 y que el caudal del vertido es 2 0 0 m 3/s. Suponga una reacció n de p rim er o rd en con * = 0,01 d " 1. C onsulte el trabajo « M odelos dinám icos ap ro x im ad o s de cuantificación del fósforo en los lag o s» p o r H avis y O stendorf (19S9). E xplique con dibujos, d o n d e se estim e oportuno, los procesos físico s, q u í m icos y biológicos relacio n ad o s con el m ovim iento de un co m p u esto co n tam inante a través d e u n a zona vadoze. Si los pozos de agua d istanciados en tre sí 5 km en un acuífero confinado cuyo esp esor es de 2 0 m se em plean p ara la supervisión de la c alid a d de agua subteiTánea y el p o z o aguas arriba d etecta u n a co n cen tració n de un com puesto contam in an te de 100 mg/1, suponiendo un co eficiente de ate nuación de k ~ 1 0 - 4 d _1 y una co nductividad h id ráu lica de 1 0 - 3 m /s, determ inar la co n cen tració n en el p o zo aguas abajo.
CALIDAD DEL AGUA EN RÍOS Y LAGOS: PROCESOS FÍSICOS
449
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN American Public Health Association and American Water Works Association (1990). Standard Methods for the Examination of Waste and Wastewater, 17th edn. Bear, J. and A. Verruijt (1992). Modelling of Groundwater Flow and Pollution. Tlieory and Applications of Transpon in Porous Media, D. Reidal Publishing Co., Dordrecht, Holland. Bingham, D. R. and T. H. Feng (1980). «Mathematical modelling of recovery of a eutrophic lake», Report Env.E.65-80-1, Department of Civil Engineering, ITniversity of Massachusetts, Amherst, Mass. Biswas, A. K. (1981). Modelsfor Water Quality Management, McGraw-Hill, New York. Camp, T. R. (1963). Water and Its Impuríties, Chapman and Hall, London. Camp, T. R. and R. L. Meserve (1963). Water and Its Impuríties, Dowden, Hutchinson and Ross Inc. Camp, T. R. and R. L. Meserve (1974). Water and Its Impuríties, Dowden, Hutchinson and Ross Inc. Casamitjana, X. and G. Schladow (1993). «Vertical distribution of particles in a stratified lake», ASC E Journal of Environmental Engineering, 119(3), May/Iune. De Pinto, J. V., W. Lick and J. F. Paul (1994). Transpon and Transforma!ion of Contaminants mar the Sediment Water Inteiface, Lewis Publishers. Domenico, P. A. and F. W. Schwartz (1990). Physicál and Chemical Hydrogeology, John Wiley, New York. Eckenfelder, W. (1970). Water Ouality Engineering for Practicing Engineers, Barnes and Noble Inc., New York. Eckenfelder, W. (1989). Industrial Water Pollution Control, McGraw-Hill, New York. Fischer H. B. (1976). «Mixing and dispersión in estuaries», Animal Review of Fluid Mechanics, 8. Fischer, H. B., E. J. List, R. C. Y. Koh, J. Imberger and N. H. Brooks (] 979). Mixing in Inland and Coastal Waters, Academic Press, New York. Grady, W. G. (1986). «Physics-based modelling of lakes, reservoirs and impoundments», ASCE Report. Harbold, H. S. (1979). Sanhary Engineering Problems and Calculationsfor the Profesio nal Engineer. Ann Arbor Science, Illinois. Havis, R. N. and D. W. Ostendorf (1989). «Approximate dynamic lake pbosphorous budget models», ASC E Journal of Environmental Engineering, 115(4), August. Havis, R. N., et al. (1983), «A mathematic model of phosphorus in completely mixed lakes with special application to Lake Warner, Mass», Report Env.Eng. 78-83-9, Depart ment of Civil Engineering, University of Massachusetts, Amherst, Mass. Hocking, G. C. and J. C. Patterson (1991). «Quasi-two dimensional reservoir simulation model», ASC E Journal of Environmental Engineering, 117(5), September/October. Imberger, J. (1982). «Reservoir dynamic modelling» in Prediction in Water Quality, E. M. O’Loughlin and P. Cullen (eds), Australia Academy of Science, Canberra, pp. 223-248. Kay, D. (1992). Recreational Water Quality Management, Ellis Horwood, Chichester, King, 1. P. (1990). «Modelling of flow in estuaries usmg combinations of one and two dimensional finite elements», Hydrosofi, 3(3). Kirbv, M. J. (1978). Hillslope Hydrology, John Wiley, New York. Lamí), J. C. (19S5). Water Ouality and Its Control, John Wiley, New York. Lewis, W. K. and W. C. Whitman (1924). «Principies of gas absorption», J. Ind. Engng. Chent., 16.
ÍP
450
IN G EN IER ÍA AMBIENTAL
Logan, B. E. and G. A. WagensoJler (1993), «The HBOD test: a new method for determinUlP ing biochemical oxygen demand», Water Environment Research, 65(7). ¿ • McGauhey, P. W . (1968). Engineering Management of Water Quality, McGraw-Hill, New York. Masón, C. F. (1991). Biology of Freshwater Pollution, Longman Scientific and Technical, London. ^ Masters, G. M. (1991). Introduction to Environmental Engineering and Science, PrenticeHall, Englewood Cliffs, New Jersey. Metcalf and Eddy Inc., (1991). Wastewater Engineering—Treatment, Disposal and Reuse, G. Tchobanoglous and F. Burton (principal authors), McGraw-Hill, New York. Meybeck, M., D. Chapman and R. Helmar (1990). Global Freshwater Ouality—A First Assessment, WHO and UNEP, Blackwell, Oxford. Miazaki, T. (1993). Water Flow in Soils, Maree] Deklcer Inc., New York. ^ Ministry for the Environment (New Zealand) (1992). Water Quality Guidelines, No. 1. Nemerow, N. L. (1985). Stream, Lake, Estuary and Ocean Pollution, Van Nostrand Reinbold, New York. O’Connor, D. J. (1960). Oxygen Balance of an Estuaiy. J. Son. Eng. Dio ASCE, Vol 86. Ü> SA3. pp. 35. O’Connor, D. J. and W. E. Dobbins (1958). «Mecbanisms of reaeration in natural streams», Transactions ofthe ASCE, 123, 641-666. ^ Ogata, A. and R. B. Banks (1961). «A solution of the differential equation of longitudinal ” dispersión in porous media», USGS Professional Paper 411-a, Washington D.C. O'Kane, P. (1980). Estuarine Water Quality Management with Moving Element Models and Optimization Techniques, Pitman Advanced Publishing, London. Orlob, G. (1981). «Models for stratified impoundments», in Models for Water Quality Management, A. K. Biswas (ed.), McGraw-Hill, New York. Orlob, G. (1983). Mathematical Modelling of Water Quality: Streams, Lakes and Reser¿ voirs, John Wiley, New York. ™ Parisod, J. P. and E. D. Schroeder (1978). «Biochemical oxygen demand progression in mixed substrates», Journal of Water Pollution Control Federation, July. Peavy, H. S., D. R. Rowe and G. T. Tchobanaglous (1985). Environmental Engineering, í |p McGraw-Hill, New York. Pedersen F. B. (1986). Environmental Hydraulics: Stratiped Flows, Lecture Notes on Hp Coastal and Estuarine Studies, Springer-Verlag, Berlin. Schroeder E. (1977). Water and Wastewater Treatment. McGraw-Hill, New York. Í P Snoeyink V. L. and D. Jenkins (1980). Water Chemistry, John Wiley, New York. ^ Streeter H. W. and E. B, Phelps (1925). «A study ofthe pollution and natural purification of the Ohio River», US Public Health Bulletin 146. ^ Tchobanoglous G. and E. Schroeder (1987). Water Quality, Addison Wesley, Reading, ^ Mass. H p Thanh N. C. and A. K. Biswas (1990). Environmentally Sound. Water Management, Ox ford University Press, Delhi. Thibodeaux L. J. (1979). Chemodynamics: Environmental Movement of Chemicals in Air, Water and Soil, John Wiley, New York. Thoman R. V. and J. A. Mueller (1987). Principies ofSiuface Water Ouality Modelling ^ and Control, Harper and Row, New York. Vesilind P. A., J. J. Peirce and R. Weiner (3 988). Environmental Engineering, Butterworths, Oxford. Vollenwerder R. A. (1975). «Input-output models with special reference to the phosphorous limiting concept in limnology», Schweitz Z. Hydrol., 37, 53-83.
C A L ID A D DEL A G U A E N RÍOS Y LA G O S: PRO CESO S FÍSIC O S
451
Vreugdenhill C. B. (1989). Computational Hydraulics. 'A n Introduction, Springer-Verlag, Berlín. World Resources Institute, UNEP and UNDP (1992-3). World Resources, Oxford Univer sity Press. Wrobel L. C. and C. A. Brebbia (1991). Water Pollution, Modelling, Measuring andPrediction, Elsevier, Anisterdam. Wroebel L. C., T. R. Buge and J. H. Prodanoff (1989). «A study of river pollution using the QUICKEST finite difference algorithm», Hydrosoft, 2(4).
OCHO CONTAMINACION ATMOSFÉRICA
€ « I t « CC< i «
CAPÍTULO
En 1952 la m uerte de 4.000 personas por la denom inada «niebla» de L ondres fue lo que sirvió de catalizador para la introducción en 1956 de la Ley del A ire Lim pio en el R ein o U nido. E n E stados U nidos fue en 1955 cuando se introdujo la Ley de C ontrol de la C ontam inación A tm osférica. En las décadas anteriores a la de los 50, la contam inación atm osférica fu e un problem a en áreas urbanas m uy industrializadas donde se quem aba carbón com o com bustible tanto dom éstico como industrial. D entro de los com puestos contam inantes del carbón se incluían las partículas (hum o negro), dióxido de carbono e h idrocarburos inquem ados. En 1986 la C E declaró que «varios de los agentes tradicionales causantes de la contam inación atm osférica, com o el hum o y las partículas, estaban bajo co n trol en la C om u n id ad E u ro pea en la actualidad» (CE, 1987). E sta m ejoría en la calidad del aire urbano local es debida a que se ha pasado del uso del carbón en las industrias y en los hogares al uso de la energía nuclear, gas natural y petróleo. M ientras q u e en los países de la U nión E u ro p ea y en E stados U nidos se han logrado grandes avances en la reducción de com puestos contam inantes p ro ced en tes del carbón, en la E uropa del este y otros países de ren ta baja se han hecho pocos prog resos. En aquellas regiones donde el carbón aún sigue siendo una fuente de en erg ía im portante se ha reducido el potencial contam inante de las grandes centrales térm icas de carbón con la inclusión de procesos de lavado h ú medos o en seco p ara los gases de escape antes de la em isión. Todavía existen cantidades significativas d e com puestos contam inantes en el entorno atm osférico urbano debido al transporte. A proxim adam ente el 70 p o r 100 de la contam in a ción derivada del m onóxido de carbono se debe al transporte, al igual q u e ~ 10 por 100 de los hidrocarburos inquem ados y el 10 por 100 d e los óxidos nitrosos. 453
C« « I « «
8.1. INTRODUCCIÓN
454
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
L a m ejoría en la calid ad del aire se p u ed e percibir com o u n g ran éxito am biental com o lo d em u estra el hecho que el 80 por 100 de E stad o s U nidos (áreas urbanas) cum plen e n la actu a lid ad lo s E stándares N acionales d e C alid ad del A ire (N ational A m bient A ir Q uality S tan d ard s, N A A Q S). Sin em bargo, en 1990 el D istrito de G estión de la C alid ad d el A ire de la C o sta S ur (en L o s Á ngeles) introdujo 160 norm as a efectos de descontam inar aún m ás el aire en la bahía d e Los Á ngeles. D esde luego hay que te n e r en cuenta que L o s Á n g eles es desafortu nada p o r su to pog rafía d e tipo bahía. C ontinuam ente se p resen tan problem as im portantes y están au m en tan d o con e l crecim iento de las su p er ciudades ya que, p ara el año 2000, m u ch as ciudades tendrán una población superior a los 25 m illo nes de habitantes. Se incluy en C iudad de M éxico, El C airo y P ek ín . D e acuerdo con la C E (1992a), se h a n realizad o algunos progresos en la reducción de las em isiones de dióxido de azufre, p artícu las en suspensión, plo m o y CFC (clorofluocarbonados) a n iv e l de la U nión E uropea, pero to d a v ía persisten serios p ro blem as. E stos p roblem as están p articu larm en te relacio n ad o s con los gases d e efecto invernadero com o el dióxido d e carbono, óxidos de nitrógeno, ozono at m osférico y m etano. E l efecto de concentración y com b in ació n (sinérgico) de estos com puestos contam inan tes d a m otivos de preocupación en la m ayoría de las ciudades grandes o p equeñ as debido al increm ento de las em isiones de los v eh í culos a m otor. E n general hay d o s grupos de están d ares de calidad del aire: • L os de calidad d el aire am biental • L os de em isiones industriales C on cierta cautela se podn'a em p lear u n a regla g e n eral para fija r el lím ite d e ■em isión de los contam inantes de referen cia en 30 veces el e stán d ar del aire am biental. Esto trata de ten er en cuenta el poten cial de u n a em isión p a ra diluirse en el m edio atm osférico. C laram ente la capacidad del aire am b ien te paix dispersar una em isión dependerá de m uchos facto res, incluyendo la calid ad del aire am biente y la densidad de la em isión. A m ayor concentración de com puesto contam i nante en la atm ósfera m en o r será la capacidad para dispersar' la em isión. E l c au dal o tasa de em isión tam bién es im p o rtan te y a m ayor caudal m e n o r será el valor del lím ite p ara la concentració n del contam inante que nos m arq u e el estándar. L as referencias m ás im portantes p a ra los estándares tanto p ara el aire am bien tal com o de la em isión son: • W H O (1987) — G uías de la calid ad del aire p ara E u ro p a* • T A L uft (1987) — Instrucciones T écn icas de C ontrol de C alidad, A lem ania ° D irectivas C E (véase T ab la 8.1) ■ U SEPA (1990) — E stándares N acio n ales de C alidad de A ire Los estándares ds contam inación a tm o sférica en la U E com enzaron en 1970 p ara los autom óviles a g asolina. A ntes de 1970 algunos de los países de la U E y a poseían sus propios estándares. El R eino U nido poseía su Ley del A ire L im pio en * Referida por sus siglas en inglés (WHO) o en español (OMS, Organización Mundial de la Salud), ■• ■
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
455
1956. M anda disponía de «algunos» estándares p ara la calidad del aire desde 1906 dentro de la L ey del Alcali, aunque fue reform ada p o r la Ley d e C o ntam ina ción A tm osférica de 1987. En E stad o s U nidos se introdujo en 1955 la Ley de C ontrol de la C ontam inación A tm osférica. A unque proporcionó fo n d o s p ara la investigación y no el control, fu e un instrum ento legislativo cla v e . En 1963 le siguió la Ley de A ire lim pio, sustancialm ente-legislativa. En 1970 se aprobó la Ley C anadiense d el A ire Lim pio. E n la década d e los 90 todos lo s docum entos originales han sido revocados, sustituidos o puestos al día a m edida q u e se d e sv e lan nuevos datos y se establecen lím ites m ás nuevos y restringidos p a ra los están dares de calidad del aire y niveles de em isión. E n la Tabla 8.1 se relacionan las D irectivas/L eyes m ás significativas sobre estándares de calidad del aire y em isiones tanto p a ra la U nión E u ro p ea com o para
labia 8.1.
Directivas y norm as de la UE y EE U U sobre estándares de cali dad del aire ambiental y em isiones
D ir e c tiv a .U E '— D e c isio n e s y reso lu c io n e s 70/220/C E E sobre c o n tam inació n aim dsférica o c a sio nada p o r vehículos d e gasolin a. 72/306/C E E sobre c o n tam inació n atm osférica o c a sio nada p o r vehículos de diesel. 75/72 6 /C E E sobre co n te n id o de azufre en cierto s c o m bustibles líquidos. 76/611 /C E E y 85/210/C E E sobre contenido d e p lo m o en las gasolinas. Resolución — 3 0 de m ayo d e 1978— sobre co n te n id o de fiuorocarbonos en el m edio am biente. R esolución — i 5 de ju lio de 1980— sobre c o n ta m in a ción transnacional p o r S 0 2 y P M m. S0/779/C E E sobre calidad am bien tal y guías en S O , y P M ,o -
D ecisión — 80/372/C E E y 82/79 5 /C E E sobre los clorofluorcarbonos en el aire. D ecisión — 81/462/C E E so b re contam inación a tm o sfé rica transnacionaj de larg o alcance. D ecisión — 82/459/C E E s o b re reciprocidad d e lo s d a tos de contam inación atm o sfé ric a entre los E stad o s M iem bros, 82/S 84/C E E sobre c o ntenido de plo m o en el aire S4/360/C E E sobre con ta m in a c ió n atm osférica p ro ce d en te de plantas industriales. B5/203/C EE estándares d e c a lid ad del aire para el N O : . R egulación — 3528/86 pro te c c ió n de los b o sques de la contam inación atm osférica. SS/77/C EE sobre em isio n es de gases p rocedentes de vehículos diesel. B S/609/CEE sobre em isio n es de gases p rocedentes de grandes plantas de c o m bustió n 89/369/C E E sobre c o n tam inació n atm osférica d eb id a a nuevas incineradoras de R S U . 89/429/C E E sobre c o n tam inació n atm osférica deb id a a incineradoras de R S U y a existentes. Propuesta — 19 de m arzo de 1992— sobre la in cin e ra ción de residuos peligrosos
- • P ie z a s n o r m a tiv a s en E s t a d o s U n id o s 1 9 5 5 — Ley d e contam inación atm o sfé ric a . 1963 — L ey del Aire Lim pio. J965 — Ley d e control de la co n ta m in a c ió n a tm o sférica deb id a a lo s m otores de v eh ícu lo s. 1 9 6 7 — L ey sobre C alidad del aire. 1 9 7 0 — M o d ificacio n es a la L ey d el A ire Lim pio. 3974 — L e y d e co ordinación m ed io am b ien tal y su m i nistro d e.en erg ía, 1977 — M o d ifica c io n es a la L e y del A ire Lim pio. Las norm as U SE PA sobre la im p la n ta c ió n d e la L ey de) A ire L im pio incluyen: 40 CFR P arte 5 0 — Estándares n a c io n a les prim ario s y secu n d ario s de calidad del a ire am biental. 4 0 C F R P a rte 53 — M étodos de se g u im ie n to del aire am biental. 4 0 CFR P a n e 60 — E stándares d e operació n de n u e vos fo co s. 4 0 C F R P a rte 61 — E stándares n a c io n a les de em isión de co m p u esto s c o n tam in an tes p elig ro so s en el aire. 1990 — Enm iendas a la Ley del A ire L im pio, C o m pu esto s tó x ico s para lu atm ó sfera — E stándares n a cio n ales d e em isión de c o m p u e sto s co n tam in an tes peligrosos en el aire. 1990 — Enm iendas a la Ley del A ire Lim pio. 1992 — Enm iendas a 1a Ley del A ire Lim pio.
456
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Estados U nidos. P ara m ás detalles el lecto r debe re fe rirse al C apítu lo 2 o a la literatura de referencia, En la T ab la 8.2 se relacio n an las concentraciones d e las especies traz a en el aire lim pio y contam inado. L as u nidades se dan en p a ite s p o r billón. En la T ab la 8.3 se relacio n an d e m anera general los focos p rincipales d e los contam inantes del aire. Se p u ed e v e r q u e son el tráfico y la s centrales térm icas los contribuyentes m ás im portantes de la contam inación atm osférica. E n la Sección 8.4 se explican las tendencias de la contam inación atm o sférica así com o de sus focos.
8.2. SIST EM A D E CONTAM INACIÓN A TM O SFÉRIC A Se dice que u n a condición atm osférica, en la que existen sustancias con co n cen traciones m ás altas que el fondo n orm al o que los n iv eles del am biente, está contam inada si tiene efectos q u e se pued an m edir so b re los hum anos, anim ales, flora o m ateriales (por ejem plo, la llu v ia ácida sobre lo s edificios). En la F ig u ra 8.1 se m u estra un d iag ram a d e'b lo q u e s de un sistem a de contam inación del aire tom ado d e S einfeld (1986).
Tabla 8.2.
Concentraciones de com puestos traza en atmósfera limpia y contam inada ------
_
C oncentración (ppb)
P aram etro ------—A tm osfera - l i m p i a --------
Partículas CO CO, S02 NO NOj HNO, hno3
> 100 g/ra3 1.000-10.000
120 320.000t 0,2-10 0,01-0,6 0,1-1 0,001 0,02-0,3 1-6 1.500
N ,0 H;S Pb
300 0,2
400.000
65 días 15 años
20-200 50-750
40 días 1 día
50-250
1 día
1-8 3-50 ' 100-500 10-25
20-80 NHj CH„
A tm ósfera ~ contam inada
2.500 .
5 x 10” J fig/m*
T iem pos de residencia__ aproxim ados
—
'
1 día 20 días 8-10 años 10-150 años
0,5-3 /Jg/m3
t El dióxido de carbono no es contaminante en sentido estricto, ya que daña la parte alta de la estratosfera pero no la calidad del aire a nivel de tierra. Adaptado en parte de Seinfeld, 1986. Copyright © 1986. Impreso con autorización de John Wiley & Sons, Inc.
457
C O N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
Tabla 8.3.
Principales com puestos contam inantes del aire y su s focos
---------
-------4 Contaminante-— Centrales Tráfico térmicasPartículas CO C 02 SO, NO, VOC
/ / / / / /
03 HC Metales pesados Pb Hg Cu Cd Zn Radionucleidos | CFC
/
/ / / / / ✓ / /
Industria ; Manu Calen- . Retinado Incinera tamicnto - del •• Minería química y facturas ción de Agriculfarma metálicas, . tura. doméstico petróleo residuos céutica etc. / / / / / /
/ / /
/
/
/
/ /
Fuente de actividad
/
/ / / / / /
/ S / V / /
/
/
/ /
/
/ / / / / / /
'
/ / / / / / /
/
Por ejemplo la planta de reprocesado de Sellafield (RU).
U n foco de contam inación atm o sférica p o d ría ser una central térm ica de car bón. E l control en orig en podría ser unas unidades de lavado de los gases antes de la em isión. Los detectores podrían ser m onitores en línea para S 0 2. L os recepto res podrían ser un ind icad o r biológico (p o r ejem plo, liqúenes). C u an d o el detec-
C o n tro l c o rre c tiv o a u to m á tic o
Figura 8.1.
Sistem a de contam inación atmosférica (adaptado de Seinfeld, 1 9 8 6 ).
458
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
tor o el recep to r p erciban n iveles de em isión inaceptables se p o d ría general' una respuesta autom ática de control, es decir, reducir los caudales d e em isión. L as em isiones inaceptables p ued en ser perseg u id as p o r la legislación, fo rz a n d o m o d i ficaciones en los pro cesos d e em isión o control en o rigen, es decir, in stalació n de filtros de carbón activado p a ra los gases de com bustión.
^
8.3. LOS CONTAMINANTES ATMOSFERICOS
^
Los «contam inantes prim ario s» son aquellos que se em iten desde u n fo co identificable. L os m ás significativos son:
m
• so 2
m W
• co « NOv • so l a P artículas • H idrocarburos • M etales
^ ÍP ^
W m
Los «contam inantes secundarios» son los que se fo rm an en la atm ó sfera p o r reacciones quím icas y se incluyen: ° O-, • O tros oxidantes fotoq u ím ico s — nitrato de p ero x iacetilo • H idrocarburos oxidados Los «contam inantes de referencia» se definen p o r lo s E E U U, U E y O M S e 'in clu y en : o CO • NO, .O , 9 so , • P M -10 (m ateria p articu lad a de diám etro < 10 m ) • Plom o O tros contam inantes com o algunos hidrocarburos h an sido ex clu id o s de la lista am ericana. T odos esto s estándares se som eten a rev isio n es p erió d icas y las listas y los estándares cam bian. P o r ejem plo, el h u m o n eg ro (partículas en su s pensión) solía ser un p ro b lem a en el invierno en D u b lin debido a las chim en eas de carbón de las viviendas. Sin em bargo, y a raíz d e la introducción d el «gas natural» y «carbón sin hum o » , el humo" negro ha dejad o d e ser un p ro b lem a. Es p robable que en un futuro cercano p u e d a no haber n ecesid ad de un está n d a r de «hum o negro» en ]a U E. En cam bio es un problem a q u e p ersiste en la E u ro p a del Este.
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
459
8.3.1. Estándares de calidad del aire ambiental para los contaminantes de referencia "En la T abla 8.4 se m u estran los estándares d e C alidad de A ire A m b ien tal para E stados U nidos, C alifornia, la U n ió n E uropea, O M S y A lem ania. C uando algún contam inante n o está contem plado en el estándar de la U E es h abitual que los países adopten el están d ar de la O M S y de T A Luíi. En la T abla 8 .5 se m uestran ¡as propiedades y la trascendencia de los contam inantes de referencia. P uede considerarse que los contam inantes de referencia existen norm alm ente en todas las zonas urbanas. Sus concentraciones variarán dependiendo del nivel de la actividad industrial y de tráfico así com o del grado de sofisticación de su control. A dem ás de los seis contam inantes de referencia, tam bién p u ed en em itirTabla 8.4.
Estándares internacionales de calidad del aire ambiental para contam inantes de referencia
. : _: .‘Z Contaminante '
Guías de la Directivas OMS para TaLutt, 0ig/m3) ■. . •■■■: i 'E , 7 la calidad Alemania (pg/m1) . (Hg/Hi’j ; . del ñire
..E E U U . ; Tiempó - Federal / v:_medio. USEPA
Caiirornia
(/lg/ni3) ;
CO (monóxido de carbono)
15 min 30 min 1h Sh
NO, (dióxido de nitrógeno)
Oj (ozono)
SO, (dióxido de azufre)
Partículas (PM-10) S 0,+PM -I0 Pb (Plomo)
Partículas totales en suspensión (PTS) Hidrocarburos
1h 24 h Anual 1h Sh 24 h 100 días 10 min 1h 3h 24 h Anual 24 h Anual 24 h Anual 1 mes 3 meses Anual
40.000 10.000
.
23.000 10.000 470
200
100.000 60.000 30.000 10.000
30.000 10.000
400 150
200 80
100 235
180
200 65 60 500 350
655 1.300 365 80 150 50
105 50 30
250-350 80-120 250 80 100-150 40-60
125 40-60 125 50
400 140 60 150-300
60-90
1,5 1,5 2
24 h Anual
260 75
3 1)
160 (no CH„)
0.5-1
2
460
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.5.
Propiedades y trascendencia de los contam inantes de referencia -v: Propiedades
Contaminante -
Trascendencia contam inante-
CO (monóxido de carbono,)
Gas incoloro, inodoro.
Se forma durante la combustión incom pleta de los hidrocarburos. Causa el efecto invernadero y el cambio climá tico.
NO, (dióxido de ni trógeno)
Gas naranja-marrón.
Componente significativo de la niebla fotoquímica y la deposición de ácido.
O ,(ozono)
Altamente reactivo.
Un contaminante secundario, producido durante la formación de la niebla foto química. Provoca daños en la flora y los materiales.
SO, (dióxido de azu fre)
Inodoro, gas asfixiante, soluble en H.O para producir ácido sulfuroso H ,S 0 3.
Componente principal de la deposición de ácido. Daños en humanos, flora, fauna y materiales.
Partículas (PM-10)
Materia particulada < 10 mieras en diámetro — humo negro.
Pb (Plomo)
Metal pesado, bioacumulativo.
Originado en la quema de carbón en las centrales térmicas, tráfico, chimeneas de viviendas, incineración, minería. Puede ocasionar problemas respira torios. L a fuente principal es la gasolina con plomo. También de las tuberías de plomo, minería e incineración. En ex ceso daña a humanos y fauna. '
Adaptado de OMS, 19S7.
se a la atm ósfera cientos de otros com puestos. E sto s últim os tienden a ser e sp ecí ficos de cada in d u stria y no son tan om nipresentes com o estos contam in an tes de referencia. En la S ección 8.7 se exam inan estos contam inantes «no de refe re n cia».
8.3.2. Unidades de concentración Las diferentes fo rm as de e x p resar las co n centraciones de los contam in an tes del aire son: • • • •
ppm (v/v) ppb (v/v) m g/m 3 m g/N m 3 (N m 3 = m 3 no rm al seco, es decir, en C N 2, tem p = 0°C, presión = = 1.013 m b)
El «m etro cúbico norm al» es im p o rtan te si la tem p eratu ra de em isión es m ayor que la atm osférica ya q ue un m o l de gas emitido no ocupa 22,4 litros. A tem peratu ras y presiones no norm ales (no estándar), se tienen que hacer varias correcciones.
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
461
En C N * (0 °C y 101,3 kPa), 1 m ol de g as ideal o cupa 22,4 1. E n C N N ** 1 m ol = 2 2 ,4 x
273 K
x —
—P
donde T es la tem peratura del gas en K elv in y P es la p resió n del gas en lcPa. Si la tem peratura del gas es 25 °C, en to n ces 298 1 m ol = 22,4 x — = 24,5 1 273 Si la tem peratura del gas es 1.000 °C , entonces 1.273 1 m ol = 22,4 x — = 104,5 1 273 P or lo tanto es im p o rtan te darse cu e n ta que el estándar se escribe en co n d icio nes CN. E je m p lo 8.1. D e la T abla 8.4, se ve q u e para 1 h o ra el estándar seg ú n la OMS (1987) p ara CO, N 0 2 y S 0 2 son 30 m g /m \ 400 //g /m 3 y 350 /tg/m 3 resp ecti vam ente. C alcular estas concentraciones en ppm en C N . Solución: U n m ol de gas ideal a tem peratura (0 °C ) y presión (101,325 kP a) norm ales ocupa 22,4 litros ir>3 1 [conc] g /n r ’ 1 [conc] ppm v — = - = ------------— — - x ( ^ dc¡ll = 22,4) — - x 10~3 m1 1 (peso m ol) g /m o l mol donde y
ppm v = partes p o r m illón en volum en ppm m = p aites por m illó n en masa = [c o n c ]g /n r
a)
Peso m ol de CO = 12 + 16 = 28 g /m o l P o r tanto
Vco = ^ Xn ^ , ' co 28 g /m o l tí)
x 22,4 x 10~3 m 3/m ol = 2 4 x 1 0 'f’ g /a = 2 4 ppm . u
Peso m ol de N 0 2 = 14 + 2 x 16 = 46 g/mol P or tanto
-
4 00 x 10"6 g /m 3 VN0 = —— ;— x 22,4 x 1 0 '3 n r / mol = 46 g /m o l = 195 x 10~9 g /g = 195 ppb = 0,195 ppm * CN = Condiciones normales de presión y temperatura. ** CNN = Condiciones no normales o no estándar.
462
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
c)
Peso m ol d e S O , = 32 + 2 x 16 = 64 g/m ol P o r tanto
y_n = ^ 3
^ 64 g /m o l
* 22,4 x 1 0 '3 m 3/m o l = 0,125 p p m = 125 p p b
8.4. - CONTAMINANTES BE REFERENCIA 8.4.1. Monóxido de carbono: CO E l m o n ó x id o de carb o n o es un gas incoloro, inodoro e insípido y e l m ás abundan te d e los contam inantes de referen cia con una tasa de em isión p o r p erso n a y año que excede los 100 k g . E s el producto de la com b u stió n in c o m p le ta de los c o m bustibles carbonosos, dando CO en v ez de C 0 2. A lred ed o r del 7 0 p o r 100 de todo el C O p ro ced e de fu en tes m óviles (véanse T ablas 8.6 y 8.7), y p rá cticam en te todo p ro ced e de los v eh ícu lo s a m otor. T ien e efectos p eiju d iciales p a ra la salud h u m a na, sustituyendo al oxíg en o en la sangre form ando la carb o x ih em o g lo b in a (C O H b). Si el p o rc en taje de C O H b ex cede el 2 p o r 100, la sa lu d se deteriora tem poralm ente, y ese n iv el se da en p erso n as que d esarrollen u n a fu e rte actividad física en am bientes co n niveles de C O m ayores de unos 30 ppm . P etersen y A lien (1982) han probado q ue sujetos que se desplazan en vehícu los a m otor están expuestos a niveles in clu so m ayores de C O que los n iveles q u e m id e n las estacio nes de seguim iento fijas de CO en el aire am biental. E n la T a b la 8 .6 se m uestran las em isiones to tales de CO p e r cápita. Se in d ica que los n iv e les en la U E son aproxim adam ente d e 100 kg p e r cápita m ientras que en E stad o s U nid o s rondan los 300 k g per cápita. E n la T ab la 8.7 se m u estra la cantidad to tal d e CO em itida Tabla 8.6.
_
1970 1975 1980 19S1 19S2 1983 1984 1.985 1986 19S7 1988 19S9
E m ision e s totales de m onóxido de carbono per cápita -
M onóxido de carbono (kg G O /cáp iía/añ o ).-.
495 389 350 337 311 318 303 250 268 262 260 244
A lem ania Occidental
Países Bajos
R eino U nido
240 226 195 175 162 151 152 146 148 143 141 133
148 140 100 91 87 85 84 80 78 76 76 78
87 83 86 86 89 89 90 94 98 103 106 114
D a t o s de U E , 1 9 9 2 b c o n au to riza ció n .
- Irlan d a —
122 146 145 142 135 131 131 —
129 —
—
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
467
niveles tan b ajo s com o 50 g /m 3 (véase la T a b la 8.4 para están d ares d e aire am biental). En la T ab la 8.10 y la F ig u ra 8.3 se m uestran los niveles anuales en k ilo g ram o s de S 0 2 per cáp ita y año. S e ap recia cóm o lo s países de ía E u ro p a con tin en tal producen unos 30 kg por p erso n a y año m ientras que el R ein o U n id o y lo s E sta dos U nidos pro d u cen unos 60 y 90 kg respectivam ente. L as em isio n es d e SO , p ara fuentes m óviles y estacio n ad as se m uestran en la T ab la 8.11. C laram en te el SO , es un p ro b lem a de fuente estacionaria, y a que el 66 p o r 100 del S 0 2 p ro v ien e de las centrales térm icas de carbón o com bustibles líquidos m ien tras q u e el 25 p o r 100 proviene de otras industrias productoras de su p ro p ia en erg ía usando com bustibles fósiles. El 7 p o r 100 proviene d e las refinerías de pe.tróleo y sólo el
Tabla 8.10.
Em ision es totales de dióxido de azufre per cápita Dióxido de azufre (kg S 0 2/cáp ¡tá/añ ó )
A ño' í ' E E UU“ 1970 1975 1980 19S1 1932 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
139 120 103 98 92, 89 91 88 S6 82 83 83
- ■'v :
- ■A letnania O ccidental '
P aíses Bajos
R eino Unido
Irla n d a
62 54 52 . 49 47 44 43 39 37 32 20 16
62 31 35 33 28 22 21 19 19 18 18 15
115 96 87 79 75 69 66 66 69 68 67 65
____
.
59 64 55 45 40 37 39 —
49 —
—
Datos de UE, 1992b con autorización.
140
120
(O
’a 100 u
-E E U U - A l e m a n i a Occ. - P a í s e s B a jos
80
- R e i n o U n id o -Irla n d a
í o 20
0© t f ) O ' - C N r j ^ t n c 0 r ' * a c > c r j ra *j -c rn *o cí oC KT >i cc on ca oi cc on ca oj cc on ac 3n Gm Oc cr o) Año
Figura 8.3.
Em isiones totales de dióxido de azufre per cápita, 1970-1989.
^
468
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.11.
E m ision e s de dióxido de azufre — fuente m óvil (M) y estacionaria (ES)
->i.?
1970 1975 1980 1981 19S2 1983 19S4 1985 1986 1987 1988 1989
607 650 889 884 824 784 825 864 869 884 938 952
■ '■ w fc ■\iES%
g M V f,
g íM -j: 27.800 25.200 22.500 21.700 20.600 20.000 20.700 20.200 19.800 19.500 19.800 —
155 133 107 107 103 101 94 87 98 90 73 74
R eino Unido
P aíses Bajos
A lem ania Occ.
Año
--
Ojóxido de azufre (1.000 t de S 0 2'
3.588 3.201 3.087 2.932 2.765 2.589 2.509 2.309 2.165 1.843 1.164 927
47 41 38 33 34 33 32 32 34 36 37 32
r -
-
;
. • Irla n d a
W mM y f c
760 388 453 435 360 286 270 237 239 231 222 186
199' 153 117 117 11.6 101 106 102 103 97 105 121
6.224 5.217 4.777 4.316 4.092 3.760 3.613 3.617 3.792 3.801 3.707 3.578
__
—
3 5 5 4 5 4 5
183 212 184 151 135 125 133
7
167
— — —
—
—
—
Datos de UE, 1992b con autorización.
3 por 100 tiene origen en el transporte. L as em isiones de fu en tes do m ésticas se consideran en la actu alid ad in significantes (excepto en la E u ro p a del este) aunque p o r ejem plo fuesen el principal cau san te de las n ie b la s (sm og) de L o n d res de 1952.
8.4.4. Partículas: PM-10 L a m ateria p articu lad a (partículas) del aire representa u n a m ezcla co m p leja de sustancias orgánicas e inorgánicas típ icam en te dividas en dos grupos corno se m uestra en la T ab la 8.12. E ntre los térm in o s usados p a ra describir la naturaleza de estas partículas se encuentran: m ateria p articulada en suspensión, p artículas en
Tabla 8.12,
*
Descripción del grupo
T a m a ñ o de partícula T am añ o de p a rtíc u la -
;
Composición ....
,■ ■ ■
-
OMS
USEPA (PM-10)
Gruesas
Polvo, tierra, depósitos
> 2 ,5 /im
> 10 fim
Finas
Aerosoles, partículas de combustión, vapores de compuestos orgánicos condensados y metales (contami nantes primarios y secundarios)
< 2 ,5 finí
< JO /un
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
469
suspensión totales, hum o negro, partículas inhalables por el tórax (q u e se deposi tan en los conductos respiratorios inferiores, p o r debajo de la la rin g e ) y los PM 10 (térm ino usado por la U SE PA que in d ica partículas con un d iám etro aerodiná m ico inferior a los 10 ¡im ). E ntre los m étodos analíticos se incluyen las m edicio nes de «hum o negro», cu y o m étodo se basa en m ed ir el grado de ensuciam iento de un filtro blanco tras p a sa r una m asa de aire p o r aquél. Las p artícu las totales en suspensión se m iden p o r m étodos g ravim étricos obteniéndose unas co ncentracio nes dos o tres veces m ay o res que el m étodo del h u m o negro. Esto es debido a que el m éto do gravim étrico es capaz de m ed ir partículas m ayores, de 2 a 10 /un, que no se pueden detectar en el m étodo d el hum o negro. L as partículas se en cu en tran en la s zonas urbanas procedentes de centrales térm icas, procesos industriales, tráfico de vehículos, com bustión dom éstica de carbón e incineradores industriales. L a T abla 8.13 m uestra algunos valores para las zonas urbanas y rurales. En la T ab la 8.14 y la F ig u ra 8.4 se p u e d e apreciar que las partículas presentes en el aire han dism inuido sustancialm ente desde 1970 y ahora se encuentran en unos 5 k g p e r cápita y año en la U nión E uropea. En Tabla 8.13.
Valores típicos de hum o negro y concentraciones de PM - C oncentraciones anuales -
'
Localidad _ ' H um o negro - . / .•••••. . (/;g/m3)
Rural
'
Partículas en suspensión : por gravim etría (/ig/m3) .
0-10
0-50
Urbana
10-40
50-150
M áxima
100-150
200-400
Tabla 8.14.
Partículas totales per cápita
■P artículas totales (kg P M /cápitá/año) . . A ñ o ... . ' 1970 1975 19S0 19S1 19S2 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
’
EE UU” _ 90 49 37 35 31 30 31 30 29 30 28 28
— Alemania 'O cciúental
Países Bajos
Reino Unido
19 10 S 8 7 7 7 7 6 6 5 5
14 11 12 11 10 9 8 7 7 7 7 5
19 12 10 10 10 9 9 10 10 9 9 9
Dalos de UE, 1992b con autorización.
Irlan d a __ 24 2S 2S 28 29 32 33 —
30 —
—
46 2
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
c) P eso m o l d e S 0 2 = 32 + 2 x 16 = 64 g/m ol P or tanto 350 x 10~6 cr/m3 Vso = ----------------- 5----- x 2 2 ,4 x 10 3 m 3/m o I = 0,125 p p m = 125 ppb 3 64 g /m o l
8.4. - CONTAMINANTES DE REFERENCIA 8.4.1. Monóxido de carbono: CO , El m onóxido de carbono es un gas in co lo ro , inodoro e in síp id o y el m ás a b u n d an te de los contam inantes de referen cia co n una tasa d e e m isió n por p erso n a y año que excede los 100 kg. E s el producto de la com bustión in com p leta d e los co m bustibles carbonosos, dando CO en v ez de C 0 2. A lred ed o r d el 70 p o r 100 de todo el CO p ro ced e de fuentes m óviles (v éan se Tablas 8.6 y 8.7), y prácticam en te todo procede de los vehículos a m otor. T ie n e efectos perju d iciales para la salu d h u m a na, sustituyendo al oxígeno en la san g re form ando la carboxih em o g lo b in a (C O H b). Si e l p o rcen taje de C O H b ex ced e el 2 p o r 100, la salud se d eteriora tem poralm ente, y ese n ivel se da en p e rso n as que d esarro llen una fu erte actividad física en am bientes con niveles de C O m ayores de u nos 30 ppm . P etersen y A lien (1982) han probado qu e sujetos que se desplazan e n vehículos a m o to r están expuestos a niveles incluso m ayores de C O que los n iv ele s que m iden las estacio nes de seguim iento fijas de CO en el aire am biental. E n la T abla 8.6 se m uestran las em isiones totales de CO p er cáp ita. Se indica q u e lo s niveles en la U E son aproxim adam ente de 100 kg p e r cáp ita m ientras que en E stados U n id o s rondan los 300 kg p e r cápita. E n la T abla 8.7 se m uestra la c an tid a d total d e C O em itida Tabla 8.6.
Em ision es totales de m onóxido de carbono per cápita --
Año E E UU ; ; 970 1975 1980 19S1 19S2 19S3 19S4 1985 1986 19S7 1988 1989
495 389 350 337 311 318 303 250 268 262 260 244
-
M onóxido d e carbono (kg G O /cápiía/año)—: A lem ania ■ O ccidental 240 226 195 175 162 151 152 146 148 143 141 133
D a t o s de U E , 1 9 9 2 b c o a au to riza ció n .
Países Bajos:
-Reino Unido
■148 .140 . 100 91 87 85 84 80 78 76 76 78
87 83 86 86 89 89 90 94 98 103 106 114
^
. Irla n d a ___
122 146 145 142 135 131 131 —
129 _
—
465
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
Tabla 8.8.
Em isiones totales de dióxido de nitrógeno per cápita . Dióxido de nitrógeno (kg N O ^/cápifa/año)
t: -A ñ o
-_y
A lem ania . O ccidental =
E E UU '- ‘ 1970 1975 1980 1981 1982 1983 1984 19S5 1986 1987 1988 19S9
89 89 90 89 84 SI 83 83 83 78 80 —
Países Bajos
Reino U nido
Irlanda
35 34 39 39 38 38 38 38 39 39 40 37
45 43 43 42 41 41 41 42 44 45 46 47
___
39 42 48 47 46 47 48 48 49 48 47 44
-
19 20 19 18 18 17 19 —
32 —
—
Datos de UE, 1992b con autorización.
Solución: A su m ir que anualm ente un vehícu lo recorre 2 0 .0 0 0 lcni. Entonces C ad a vehículo produce 20.000 x 2 kg = 40 k g N O , 50.000
vehículos producen 40 x 50.000 k g = 2.000 to n ela d a s de NO^.
Tabla 8.9.
Em ision es de dióxido de nitrógeno ■ -fuentes m óviles (M) y estacionarias (ES)
....... Año
EEUU " M.
1970 1975 19S0 I9S1 1982 19S3 i 984 19S5 1986 1987 19S8 1989
Dióxido de nitrógeno (1.000 t de NO,)
7.700 9.000 9.300 9.400 9.000 8.500 8.600 8.800 8.500 8.400 8.100 —
A lem ania Occ. - Países B ajos
ES
M
ES
10.600 10.200 11.100 11.000 10.600 10.500 11.100 11.000 10.800 11.100 11.700
1.059 1.308 1.604 1.570 1.593 1.626 1.6S7 i .730 1.818 1.S30 1.849 1.837
1.322. 1.263 1.376 1.326 1.271 1.277 1.278 1.229 1.190 1.097 1.010 870
—
D a t o s de U E , 1 9 9 2 b c o n a u to riza ció n .
211 258 340 336 333 333 340 335 345 350 365 346
Reino Unido
ES
M
ES
244 206 21S 216 211 207 214 212 220 228 220 204
943 997 1.056 1.034 1.050 1.079 1.141 1.160 1.199 1.289 1.378 1.460
1.567 1.430 1.386 1.325 1.272 1.251 1.152 i . 242 1.276 1.289 1.264 1.230
Irlanda M
ES
_:
__
ífi 20 21 20 19 18 19
44 47 43 44 44 43 49
—
54
—
61
—
—
—
—
^
466
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
-E E UU - A le m a n ia Occ. - P a ís e s B ajo s - R e in o U n id o - Irla n d a
Figura 8.2.
E m ision e s totales de dióxido de nitrógeno per cápita, 1970-1989.
N ota. C on 1 m illón de vehículos circulando en M a n d a a u n a m ed ia de 20.000 Ion p o r año, resulta u n a producción anual de N O v de 40.000 toneladas, que es del orden d e la cifra d e 1987 p a ra Irlan d a tal com o aparece en la T ab la 8.9.
8.4.3. Óxidos de azufre: 8GX Los óxidos d e azufre son p ro d u cto de la co m bustión de com bustibles fósiles, norm alm ente derivados del p etró leo y carbón. L a em isión gaseosa pred o m in an te d e azufre se en cu en tra en la fo rm a de dióxido de azufre con pequeñas cantidades d e trióxido d e azufre. L os com bustibles contienen cantidades sig n ificativ as de azufre ( < 1 p o r 1 0 0 ) bien c o m o sulfuras inorgánicos o azufre orgánico que, una vez quem ado, se liberan en la fo rm a de S 0 2 y S 0 3. L as siguientes reaccio n es m uestran có m o el S 0 2 se co n v ie rte en ácido sulfúrico: S 0 2 + OH'
H O SO J
H O S O ; + O 2 -*• SO j + H O j SO J + H20 -*■ h 2 s o ;
( 8 .6 ) (5.7) ( 8 .8 )
Las partículas d e sulfato (S O 4 ') se encuentran en form a de depósitos secos o húmedos-. P a ra la form ación de depósitos húm edos el v ap o r de agua se com bina con H2 S 0 4 p a ra p ro d u cir la s g o ta s de lluvia ácida. E l p H del agua de llu v ia n o r m alm ente tie n e u n valor de u n o s 5,7 (véase C apítulo 3) y p o r definición ésta se considera ácid a si el pH es in fe rio r a 5,5. L a llu v ia ácid a es frecuente en la parte central y aún m ás en la zo n a este de E stados U nidos. T am bién es com ún en E uropa, particularm ente en la p arte central, con países com o A lem ania e incluso m ás al este com o zonas m ás afectadas. El im p acto negativo d e los n iv eles d e SO , se produce sobre todo en p erso n as y plantas. E n am bientes con unos n iveles de aproxim adam ente 25 m g/m 3 d u ran te exposiciones de 10 m inutos se p erju d ic a el funcionam iento de los bro n q u io s. E l crecim iento d e.la m asa forestal se inhibe a
467
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
niveles tan bajos com o 50 g/m3 (véase la T ab la 8.4 para están d ares de aire a m biental). E n la T abla 8.10 y la Figura 8.3 se m u estran los niveles anuales en k ilogram os de S 0 2 per cápita y año. Se aprecia c ó m o los países d e la E u ro p a continental producen unos 30 k g p o r persona y a ñ o m ientras que el R e in ó U nido y los E sta dos U nidos producen u nos 60 y 90 k g respectivam ente. L a s em isiones de S 0 2 para fuentes m óviles y estacionarias se m uestran en la T a b la 8.11. C laram ente el SO , es un problem a d e fuente estacionaria, y a que el 66 p o r 100 del S 0 2 p ro v ien e de las centrales térm icas de carbón o com bustibles líqu id o s m ientras que el 25 p or 100 proviene de otras industrias productoras de su p ro p ia energía u san d o com bustibles fósiles. E l 7 p or 100 p ro v ie n e d e las refinerías d e petróleo y só lo el
Tabla 8.10.
Em ision es totales de dióxido de azufre per cápita
7T=; : ~^i- '¿ Y J - 'i Año
1970 1975 1980 19S1 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
.
Dióxido de azufre (kg S O ,/cápita/año)
■■■■■
-E E U U ;./
• Alemania Occidental
Países Bajos
R eino Unido
Irla n d a
139 120 103 98 92. 89 91 88 S6 82 83 83
62 54 52 : 49 47 44 43 39 37' 32 20 16
62 31 35 33 2S 22 21 19 19 18 18 15
115 96 S7 79 75 69 66 66 69 68 67 65
___
59 64 55 45 40 37 39 —
49 —
—
Datos de UE, 1992b con autorización.
-e-— EE UU —¿a Alemania Occ. -e— ~ Países Bajos -O—— Reino Unido ■ — — irlanda
Año
Figura 8.3.
E m ision e s totales de dióxido de azufre per cápita, 1970-1989.
^
468
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.11.
E m ision e s de dióxido de azufre — fuente m óvil (M) y estacionaria (ES)
Alem ania, Occ.
Año
Reino Unido
Países B ajos ■
M 1970 1975 1980 1981 1982 1983 1984 1985 19S6 1987 1988 1989
607 650 889 884 824 784 825 864 869 884 938 952
27.800 25.200 22.500 21.700 20.600 20.000 20.700 20.200 19.800 19.500 19.800 —
155 133 107 107 103 101 94 87 9S 90 73 74
Al 41 38 33 34 33 32 32 34 36 37 32
3.588 3.201 3.087 2.932 2.765 2.589 2.509 2.309 2.165 1.843 1.164 927
760 388 453 435 360 286 270 237 239 231 222 186
St'jf- ^ '
—
..Dióxido de azufre (1.000 t de SO¡)
t í ,;'--
Irlan d a r íM S •E S
199' 153 117 117 116 101 106 102 103 97 105 121
6.224 5.217 4.777 4.316 4.092 3.760 3.613 3.617 3.792 3.801 3.707 3.578
__
■ __
3 5 5 4 5 4 5
183 212 184 151 135 125 133
7
167
—
—
— —
—
—
Datos de UE, 1992b con autorización.
w
3 p o r 100 tiene origen en el transporte. L as em isiones de fu en tes d o m ésticas se consideran en la actualidad in significantes (excepto en la E u ro p a d el este) aunque p o r ejem plo fuesen el principal causante de las n ieblas (sm o g ) de L ondres de 1952.
8.4.4. Partículas: PM-1 L a m ateria particulada (partículas) del aire rep resen ta una m ezc la com pleja de sustancias orgánicas e inorg ánicas típicam ente div id as en dos g ru p o s com o se m uestra en la T abla 8.12. E n tre los térm inos u sados para d escrib ir la naturaleza de estas partículas se encuentran: m ateria p articu lad a en suspensión, partículas en
|p
Tabla 8.12. Descripción del grupo
I»
T am año de partícula T am año de p a rtíc u la
'-■'Z-'-.r:
.
;
Composición -
OMS
USEPÁ (PM-10)
Gruesas
Polvo, tierra, depósitos
>2,5 jím
^ 10 /im
Finas
Aerosoles, partículas de combustión, vapores de compuestos orgánicos condénsanos y metales (contami nantes primarios y secundarios)
<2,5
$ 10 fim
fim
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
469
suspensión totales, hum o negro, partículas irihalables p o r el tórax (que se d ep o si tan en los conductos respiratorios inferiores, p o r debajo d e la laringe) y los PM 10 (término u sad o p o r la U SEPA q u e indica partículas con un diám etro aerodiná m ico inferior a lo s 10 /¡ni). E ntre los m étodos analíticos se incluyen las m ed icio nes de «humo neg ro », cuyo m étodo se basa en m ed ir el gradó de ensuciam iento de un filtro b lan co tras pasar una m asa-de aire p o r aquél. L as partículas to tales en suspensión se m id e n por m étodos gravim étricos obteniéndose u n as co n cen tracio nes dos o tres v e ces m ayores que el m étodo del hum o negro. E sto es debido a que el m étodo gravim étrico es capaz d e m ed ir p artículas m ayores, de 2 a 10 /¿ni, que no se pueden d e te c ta r en el m éto d o del h u m o negro. Las partículas se encuentran en las zonas u rbanas p rocedentes de centrales térm icas, procesos industriales, trá fic o 'd e vehículos, com bustión dom éstica de carbón e incin eradores industriales. L a T ab la 8.13 m uestra algunos valores para las zonas urbanas y rurales. E n la T ab la 8.14 y la Figura 8.4 se p uede apreciar que las partículas p resen tes en el aire han dism inuido sustancialm ente desde 1970 y ahora se encuentran en unos 5 k g p er cápita y año en la U nión E uropea. En Tabla 8.13.
Valores típicos de hum o negro y concentraciones de P M “ ....
j L ocalidad
- C oncentraciones anuales -
_ :: Rural
H um o negro Gtg/mJ) . . .
-
P artículas en suspensión p o r gravim etría (/¡g/m3)
0-10
0-50
Urbana
10-40
50-150
Máxima
100-150
200-400
Tabla 8.14.
---------------------.^ .A
ño
. .
1970 1975 19S0 19S1 ' 19S2 1983 1984 19S5 19S6 1987 1988 1989
........
----- -
;e e
uu
90 49 37 35 31 30 31 30 29 30 28 28
' '
Partículas totales per cápita P artícu las totales (kg P M /cá p ita/añ o )
- A le m a n ia * O ccidental.
Países Bajos
Reino Unido
19 10 8 8 7 7 7 7 6 6 5 5
14 11 12 11 10 9 8 7 7 7 7 5
19 12 10 10 10 9 9 10 10 9 9 9
Dalos de UE, 1992b con autorización.
Irla n d a ___
24 28 2S 28 29 32 33 —
30 —
—
w
470
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
-a EE UU A " " A le m a n ia Occ - e - — P a íse s B ajo s
A ño
Figura 8.4.
Partículas totales per cápita, 1970-1989.
la T abla 8.15 se m u e stra q u e las fu e n te s estacionarias em iten alred ed o r d e tres veces m ás que las fu en tes m óviles. A sim ism o se denota q u e en Irla n d a las fuentes estacionarias em iten alred ed o r de d iez veces m ás que las fuentes m ó v iles. E sto se debe a la existencia d e centrales térm icas d e carbón, tu rb a o p etró leo que hasta 1995 no han disp u esto de sistem as actu alizad o s de lav ad o de gases d e escape. L as concentraciones excesivas d e S 0 2, hum o n eg ro y p artícu las totales en suspensión se aso cian a aum entos en la m ortalidad, enferm ed ad es y dificultades respiratorias. S e h a d em o strad o que ex po sicio n es de 24 h o ra s a h u m o com binado con S 0 2 a 500 g/m 3 i-esulta en un au m en to de las en ferm edades. El lím ite del estándar de la U E p a ra u n período d e 24 horas se en cu en tra e n tre los 100 y
T abla 8.15.
Partículas — fuentes m óviles (M) y estacionarias (ES) M ateria, p a rtic u la d a (1.000 t P M )
\flll
1970 1975 19S0 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
! ¡ É ® S í S l i ' A lem ania Occ. M
;g E S ®
1.200 1.300 1.300 1.300 1.300 1.300 i . 300 1.400 1.400 1.400 1.400 —
17.300 9.300 7.200 6.800 5.800 5.800 6.100 5.700 5.400 5.600 5.500 —
84 61 64 65 66 67 68 70 74 73 71 72
1.084 581 453 412 365 342 344 327 308 271 249 214
D a t o s d e U E , 1 9 9 2 b c o n a u to riza ció n .
------
.Países B ajos.' . R eino Umdo -
18 21 30 30 30 31 32 34 36 38 41 21
165 128 133 126 115 94 78 68 62 60 57 54
f i s
ES
104 114 123 116 121 128 139 145 159 170 188 202
945 574 447 424 417 392 342 410 426 368 345 310
; Irla n d a .
.
S M M : f ÉS3; 6 8 9 S 8 8 10
69 86 88 90 92 104 107
10
—
__
—
—
—
__
97
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
471
150 g /m 3 p ara hum o com binado con SO , y en tre 40 y 60 g /m 3 p a ra un período anual, tal y com o se m u estra en la T abla 8.4.
8.4.5. Compuestos orgánicos volátiles: CQV Los contam inantes orgánicos del aire lo com prenden los hidro carb u ro s y otras sustancias (alrededor del 50 p o r 100 de hidrocarburos). M uchos d e ellos son re a c tivos (excluyendo el CH 4) en el aire y provocan efectos considerables sobre la salud y el am biente. El H C m ás abundante es el m etano con unas concentraciones am bientales entre 1 y 6 ppm . L as sustancias m enos abundantes aunque las m ás reactivas son los com puestos orgánicos volátiles entre los que se incluyen: óxido de etileno, form aldehído, fenol, fosgeno, benceno, tetracloruro d e carbono, C F C y PC B . Casi todos éstos son productos elaborados y son cancerígenos conocidos o sospechados. M uchos son precursores para los oxidantes fotoquím icos y rea c cionan con el N O , y 0 2 p ara pro d u cir niebla y contam inación p o r aerosoles en presencia de radiación solar. E stos com puestos pueden p ro d u cir irritación de ojos, garganta y pulm ones así com o inhibición d el crecim iento de las plantas. T al y com o ss m uestra en la T ab la 8.16 y la Figura 8.5 las em isiones d e C O V provie-
Tabla 8.16.
Em isiones de C O V per cápita en 1985 - 7 ; 7 Emisiones de CO V totales (kg C O V /cápita)
_ -
Fuente CE 1 2 ;
Alemania ■ Países ... Reino U nido Occidental í : Bajos :
Irlanda
Transporte por carretera
16
19
15
14
~7
Evaporación de disolventes
10
18
11
12
~7
Combustibles fósiles sólidos Minería Vertederos Distribución de gas Procesos de producción Procesos de combustión en la industria Refinerías de petróleo Producción de calor en co mercios, residencias y or ganismos institucionales
8
17
—
16
10
29
—
12
5
4
—
7
~8
<0,1 <0,1
<1 <1
4 <1
<1
<1
<2 <0,5
<0,5
<0,1
<1
<1
2,0
<0,5
<0,5
<1
Natural Varios Total
7 -6 0
D a t o s de U E , 1 9 9 2 b c o n a u to riza ció n .
4-3 -9 5
1 -2 9 .
1,5 ~69
7 ~31
Hf
472
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
P 1 N a tu ra l m
D istrib u c ió n d e g a s
KM V e rte d e ro s S U C o m b u s tib le s f ó s ile s s ó lid o s 1 1 E v a p o ra c ió n d e d is o lv e n te s Ü l V e h íc u lo s
CE 12
Figura 8.5.
m
R e in o U n id o
A le m a n ia O c c id e n ta l
Irlan d a
Em isiones de C O V per cápita en 1985.
nen de un am plio abanico de focos. E sta tabla es in co m p leta debido a que algunos países incluyen el m etan o m ientras q u e otros no lo hacen. T íp icam en te las em i siones de C O V se distribuyen entre las diferentes fu en tes em isoras: 27 p or 100 del transporte por carretera, 17 por 100 de la industria d e diso lv en tes, 15 p o r 100 de la m inería del carbón, 17 p or 100 del m etano de los v ertederos, 10 p or 100 de las redes de gas, 12 p o r 100 de fu en tes naturales (bosques, etc.) y 2 p o r 100 procedentes de otras fuentes. L as em isio n es totales de C O V en el año 1985 estu vieron entre los 30 a 90 kg p er cáp ita. L os estándares de calid ad del aire no im pusieron unos lím ites p a ra las co n centraciones de C O V y este h ech o se debió a que no existe ningún lím ite seguro p a ra la m ayoría d e estos com puestos. P o r ejem plo el benceno es un cancerígeno conocido para el que no se co n o ce n in g ú n lím ite um bral de seguridad . L a O M S (1987) ha afirm ado que u n a co ncentración de 1 ¿ig/m3 de bencen o en el aire im p o n e una p robabilidad de 4 x 10-6 en d esarro llar leucem ia a lo larg o d e la vida. Sin em bargo, las au to rid ad es reguladoras h an fijado los lím ites de em isión para d eterm inadas in d u strias com o y a se discute en la Sección 8.8.
8.4.6. Hidrocarburos: HC L os hidrocarburos fo n n a n parte d e las em isiones de C O V . E stos com puestos orgánicos únicam ente contienen carb o n o e hidrógeno. H ab itu alm en te son d eriv a dos del petróleo y se clasifican según se m uestra en la T abla 8.17. E l hidrocarburo m ás abundante es el m etano, com o y a se m encionó en la sección anterior. D eb id o a que el m etan o es inerte no es u n contam inante grave en la troposfera. Sin em bargo , en la actu alid ad se co n sid era uno de ios gases de efecto invernadero siendo producido p o r los anim ales, en las m asas forestales, en zonas pantanosas, en vertederos, en vehículos, etc. A sim ism o , se em p ieza ahora a considerar com o un gas q u e afecta a la cap a de ozono. L o s alquenos (u olefinas) son altam ente reactivos, p or ejem plo al com binarse el etileno con los NO* se
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA T a b la 8.17.
Clasificación de los hidrocarburos "
■■■'■ R e a c tiv id a d ¿ -
A iifáticos
A léanos A lquenos (o le /m a s) A lquinos
In en e A ltam e n te reactivo R eactiv o
M etano E tilen o + N O , -+ N PA . O j R a ro
A rom áticos (relacionados con ei benceno)
B enceno
N o m u y reactivo
PA H B en zo (a)p iren o B enzo(e)accrenanirileno 1 C ancerígenos B en zo fjíflu o n m len o Benzo(z)pireno B en zo (a)an traccn o
-
G ru p o '
Slibjírupo
473
;
E je m p lo
produce nitrato de peroxiacetil (N PA ) y ozono. P e ro los hidrocarburos m ás preo cupantes son los arom áticos o derivados del b en cen o . A unque no son m uy reacti vos, varios com puestos derivados del benceno so n cancerígenos o sospechosos. E ntre éstos se incluyen los h idrocarburos p o linucleares y los com puestos del ben ceno. L as principales fuentes d e hidrocarburos p ro d u cid o s por el ho m b re son el tráfico, la producción de productos quím icos o rg án ico s, el transporte y refino de crudo y la distribución del gas natural. En la T a b la 8.18 y en la Figura 8.6 aparece que la producción de H C varían entre los 30 y 90 kg per cápita y año. En la T abla 8.19 se m uestra que la producción de H C en la U E proviene en un 50 por 100 de las fuentes m óviles y en otro 50 por 100 d e fuentes estacionarias, m ientras que en E stados U nidos, la p ro d u cció n de H C p ro ced en te de fuentes estacionarias es alrededor del doble que la procedente de fu en tes m óviles. L a producción de H C únicam ente h a descendido gradualm ente d e sd e 1980. Las fugas d e gases eran
Tabla 8.18.
Em ision es totales de hidrocarburos per cápita H idrocarburos (k g H C /cápita)
Año E E ü a . 11970 1975 19S0 1981 1982 1983 1984 1985 19S6 1987 1988 1989
12S 102 98 91 84 87 91 83 79 7S 74 —
•
... Alem ania O ccidental
Países B ajos
Reino Unido
Irlanda
48 45 ,4 5 43 43 43 43 43 44 43 42 42
41 41 35 33 32 31 30 29 28 27 27 27
31 31 33 34 34 34 34 34 34 35 35 36
—
D a t o s de U E , 1 9 9 2 b co n a u to riza ció n .
15 18 18 18 18 18 1S —
30 —
—
474
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
-o— EE U U - A — ^ A lem an ia Occ,
.o
P aíses Bajos
—0— -R e in o U n id o -«b— Irla n d a
Figura 8.6.
E m isiones totales de hidrocarburos per cápita, 1970-1989.
un foco sig n ificativ o de p ro d u cció n de H C tanto en Irla n d a com o en el R eino U nido hasta aproxim adam en te 1985. E jem p lo 8.3. C alcular la descarga de H C p rocedente de una p o b lació n de 1 m illón de h ab itan tes si: • 300.000 vehículos reco rren al año 12.000 km em itien d o cada u n o 1 g/km . * El co nsum o p er cápita d e pinturas sintéticas es de 2 litros p o r año con un contenido en H C de 1 k g p o r litro. » Él consum o p er cápita d e H C procedentes de p ro d u cto s disolventes de lim pieza es de 1 lcg p or año. Tabla 8.19.
Em isiones de hidrocarburos - -fuentes m óviles (M) y estacionarias (ES) -
_ i-
Alem ania Occ. —Países liajos ^ J / é s S r ’S M g ;
:;rS S ? 1970 1975 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 198S 19S9
11.100 9.200 7.400 7.200 6.S00 6.700 6.800 6.400 6.200 6.000 6.100 —
15.100 12.800 14.900 13.700 12.800 13.800 14.700 13.600 13.200 13.600 12.400 —
1.03Ó 1.210 1.310 1.242 1.258 1.266 1.2S7 1.269 1.322 1.329 1.334 1.273
-
H idrocarburos. (1.000 t HCJ'S,-
iÍM í 1.851 1.598 1.444 1.419 1.379 1.366 1.364 1.355 1.339 1.304 1.269 1.263
D a to s de U E , 1 9 9 2 b c o n a u to riza ció n .
289 289 236 218 217 215 212 203 202 202 207 213
251 266 266 256 246 232 217 213 202 196 189 186
Reino Unido M ' 403 447 606 619 639 632 648 646 664 697 729 788
1.347 ' 1.286 ’ 1.281 1.274 1.273 1.271 1.259 1.280 1.293 1.287 1.284 1.287
Irla n d a -~ M"
ES
__
_
29 37 38 36 34 32 32
19 25 25 27 28 32 32
__
__
65
__
__
—
—
43
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
475
Solución: V ehículos: 3 0 0.0 00 x 12.000 x
106
= 3.600 toneladas
P inturas: 106 x 2 kg = 2.000 toneladas D isolventes con HC: 10s x 1 kg = 1.000 toneladas T o tal = 6.600 toneladas = = 6,6 kg p e r cápita y año
8.4.7. Ozono: 0 3 El ozono es considerado com o un contam inante d e referen cia ya q u e se asocia con la niebla urbana. Sin em bargo, es u n contam inante secundario. L os óxidos d e nitrógeno y varios hidrocarburos en p resen cia de radiación solar llev an a cabo un conjunto de reacciones com plejas q u e producen contam inantes secundarios u oxidantes fotoquím icos. E l oxidante m ás abundante es el ozono ( 0 3). La fo rm a ción d e la niebla se sim p lifica en la sig u ien te reacción: H idrocarburos + N O x + radiación -> niebla so lar fo toquím ica Las fuentes de H C y N O t en las zonas u rb an as son p rim ordialm ente los veh ícu los. L a irradiación del aire que con tien e hidrocarburos y óxidos de nitrógeno conlleva: • O xidación de N O a N 0 2 • O xidación de H C • Form ación de 0 3 L os niveles de fond o de 0 3 en la tro p o sfera lim pia se encuentran entre 20 y 80 ppb, m ientras que en las zonas u rb an as contam inadas pueden alcanzar co n centraciones de hasta 500 ppb. U nos n iv eles elevados de ozono se asocian a efectos en la salud tales com o constricción de pecho e irritación de las m ucosas. A sim ism o se asocia al deterioro de los productos hechos d e gom a (neum áticos) y daños producidos en la vegetación. L o s estándares am bientales de U SE PA se h an fijado en 235 g/m 3 p a ra u n a hora de exposición y la O M S h a recom endado en E uropa un lím ite entre 150 y 200 g /m 3 p ara 1 hora.
8.4.8. Plomo: Pb Los m étales pesados c o m o el cadm io, plo m o y m ercu rio son c o n tam in an tes atm osféricos significativ os. El plom o es un m etal g ris-azu lad o dúctil con un
476
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
punto d e fusión d e 327,5 °C y d e ebullición de 1.740 °C. L os co m p u e sto s orgá nicos d e l plom o com o el p lo m o tetraetilo y tetra'm etilo son a d itiv o s d e co m b u s tibles em pleados ex ten siv am en te. Son líq u id o s incoloros y m en o s v o látiles que la m ay o ría d e los com po n en tes del petróleo. D e esta fo rm a tie n d e n a co n cen trarse cuando la gasolin a se evapora. A n tes de 1986 d el 80 al 9 0 p o r 100 del plo m o presen te en el aire del am biente p ro c e d ía de la co m b u stió n d e gaso linas con plom o. L a m in ería y fundición d e plom o es fu en te de e m isió n pero específica de determ inado s lu g ares. A sim ism o la refundición d e p lo m o y el' re finado y m anufactura de co m p u esto s que con tien en plom o así c o m o in cin era dores de residuos o casion an em isiones de plo m o . Los n iv eles d e fo n d o d e p lo mo en el aire son de alred ed o r 5 x 10“5 fig/m 3. A m bientes c o n d en sid ad es de tráfico elevadas pueden p ro v o c a r unas co n cen tracio n es de 0,5 a 3 /.¿g/m3. Internacionalm ente el estándar an u a l de calidad am biental del aire se h a fijad o en 2 /ig/m 3. E l plom o en suspensió n en el aire está en form a de p artíc u las de tam año inferior a 3 /im . E l plom o tam b ié n se en cu en tra en el agua y alim en to s. E s bioacum ulativo y entre un 30 y 5 0 p o r 100 del p lo m o inhalado se alo ja e n el sistem a respiratorio y el resto es a b so rb id o en el cu erp o . E levados n iv eles d e plo m o en la sangre derivan en problem as hem ato ló g ico s, p rin cip alm en te cuan d o el n iv el en la sangre supera los 0,2 /ig/m l. E n la T ab la 8.2Ó y F ig u ra 8.7 se m u estra q u e desde la introducción d e las g asolin as sin plom o, las em isiones de p lo m o en E stad o s U n i dos se han reducido desde lo s 6 4 0 a 20 g /cáp ita entre los años 1970 y 1986. E n la T abla 8.21 se p u ede ap rec ia r q u e de todas la s gasolinas u sad as en la A lem an ia O ccidental y D inam arca en 1991 el 60 p o r 100 eran sin p lo m o m ien tras que la cifra correspondiente a E sp a ñ a e Italia no alca n zab a el 5 p o r 100. P a ra 1995 las cifras de 1991 habían exp erim en tad o un au m en to sustancial p a ra las g aso lin as sin plom o.
Tabla 8.20.
E m isio n e s de plom o per cápita procedentes de vehículos P lo m o (kg P b /cáp ita) - — Países B ajo s
1970 ¡975 1980 19S1 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989
0,64 0,46 0,22 0,18 0,18 0,15 0,12 0,05 0,02 — —
—
t USEPA (1988a). Datos de UE, 1992b con autorización.
0,12 0,18 0,09 0,09 0,09 0,09 0,09 0,08 0,05 0,023 0,023 0,02
■ Rem o U nido ~
Irla n d a
—
____
—
—
0,13 0,12 0,12 0,12 0.13 0,11 0,05 0,05 0,05 0,04
0,295 0,252 0,245 0,144 0,137 0,130 0,048 0,048 0.048 0,048
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
479
Dióxido d e azu fre = S + 0 2 = 2,01 + 2,01 = 4,02 t/h D ióxido de carb o n o = C 0 2 = C + O , M asa ató m ic a = 1 2 + 32 Carbono al 7 7 % = 0,77 x 201 = 155 t/h 32 Dióxido de carb o n o = C + 0 2 = 155,06 + — x 155,06 t/ h = 568 t/h L a producción an u al se calcula a continuación P artículas = 108 x 103 1 S 0 2 = 35 x 103 1 C O , = 5,0 x 105 1 M ientras que el S 0 2 y C 0 2 se em iten a la atm ósfera, las partícu las en suspensión se elim inan por sistem as de lim pieza d e gases, generalm ente p recipitadores electroestáticos (P E S )*. Si un PES sep ara el 99,5 p o r 100 d e las p artículas en su sp e n sión calcular la can tid a d de partículas em itidas: P artícu las =
100
x 12,9 = 0,065 t/h = 565 t/a ñ o
Nora: Pueden liberarse otras em isiones de COV, H C y N O ( y otros en ca n ti dades inferiores, cuantificándose según la tecnología d isp o n ib le en la central tér mica. Las centrales térm icas m odernas pueden alcanzar u nos niveles de em isión de N O x casi insignificantes. E jem plo 8.5. C onsidérese el caso d e la central term oeléctrica del ejem p lo 8.4 de una p o ten cia de 915 M W con un factor de carga del 72,5 p or 100 y un rendim iento del 4 0 p o r 100. D eterm inar la cantidad de p artícu las en suspensión, C O , y SO , si se em p le a fueloil com o com bustible. A contin u ació n se pro p o rcio n a un análisis elem enta] del com bustible así com o su capacidad calorífica Humedad
- Cenizas -
0,3%
0,04 %
Carbón • 85,2 %
Hidrógeno
Nitrógeno + oxígeno
Azufre
Capacidad calorífica
11,3%
0,36 %
2,8%
40,5 MJ/kg
Solución: P o ten c ia 915 M W = 3 .2 9 4 x 10J M J/h 3.294 x 103 x 0,725 , (l F u e lo il necesario = --------------- -—-i----------= 147 t/h 4 x 40,5 * T a m b ié n
denominados electrofiltros.
478
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Figura 8 .8 . . S u m a de CO, N 0 2, S 0 2, PM 10 y HC per cápita, 1970-1989.
E je m p lo 8.4. C o n sid e ra - una central term oeléctrica con una capacidad tota] de 915 M W con un fac to r de carg a (o capacidad anual) del 72,5 p o r 100 y un rendim iento del 40 p o r 100. D e te rm in a ’ las c a itid a d e s de partículas en suspensión generadas, C 0 2 y S O , si se em plea carbón com o com bustible. A continuación se proporciona un an álisis elem ental del carbón así com o su cap acid ad calorífica: H um edad
Ceniza
C arbono
8%
7,7%
77,0%
H idrógeno Nitrógeno 3,0%
. A zufre
1,25%
1,0%
Oxígeno
Capacidad calorífica
2,05 %
29,7 MJ/kg
V éase C apítulo 14 p a -a la explicación del análisis elem ental Solución: P o ten cia 915 M W = 915 x 103 kW = = 915 x 103 x 103 J / s = = 3.294 x 103 M J /h „ ,, ., 3.294 x 103 x 0,725 „ „ C arbón requerido = ------— ------ — -------- = 201,0 t/ h 0,4 x 29,7 Suponer un 80 p o r 100 de ceniza en form a de cenizas volantes o partículas: P artícu las = 0,8 x 0,077 x 201 = 12,4 t/h D ióxido de azu fre = S O , = S + 0 2 M asa ató m ica = 32 + 12 (partes iguales de S y 0 2) A zufre al 1 % = 0,01 x 201 = 2,01 t/h
1 C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
479
D ióxido de azufre = S + 0 2 = 2,01 + 2,01 = 4,02 t/h D ióxido de carbono = C O , = C + O , M asa atóm ica = 1 2 + 32 C arbono al 77 % = 0,77 x 201 = 155 t/h 32 D ióxido de carbono = C + O , = 155,06 + — x 155,06 t/ h = 568 t/h La producción anual se calcu la a continuación P artículas = 108 x 103 1 S O , = 35 x 103 1 C O , = 5,0 x 10a t M ientras que el S 0 2 y C O , se em iten a la atm ósfera, las partículas en suspensión se elim inan p o r sistem as de lim p ieza de gases, generalm ente precipitadores electroestáticos (P E S )*. Si un P E S separa el 99,5 p o r 100 de las p artícu las en su sp en sión calcular la cantidad de partícu las em itidas: P artículas =
0,5
100
x 12,9 = 0,065 t/h = 565 t/a ñ o
N ota: Pueden liberarse otras em isiones de C O V , HC y N O v y otros en ca n ti dades inferiores, cuantificándose según lá tecnología disponible en la central té r mica. Las centrales térm icas m odernas pueden alcanzar unos niv eles de em isión de N O , casi insignificantes. E je m p lo 8.5. C onsidérese el caso de la central term oeléctrica del ejem plo 8.4 de una p o ten cia de 915 M W con un factor d e carga del 72,5 p o r 100 y un rendim iento del 4 0 por 100. D eterm in ar la can tid ad de partículas en suspensión, C O, y S O , si se em plea fueloil com o com bustible. A continuación se pro porciona un análisis elem ental del com bustible así com o su capacidad calorífica Humedad
• Cenizas •
Carbón
Hidrógeno
Nitrógeno + oxígeno
ÁzuCre
Capacidad calorífica
0,3%
0,04%
85,2 %
11,3%
0,36%
2,8%
40,5 MJ/kg
Solución: P oten cia 915 M W = 3.294 x 10J M J /h 3.294 x 103 x 0,725 = 147 t/h Fueloil necesario = ■ 4 x 4 0 ,5
* T a m b ié n d e n o m in a d o s electrofiltros.
480
IN G EN IER IA A M B IE N T A L
S uponer un 80 p o r 100 de ceniza com o cenizas volantes o p artícu las: P artícu las = 0,8 x
0,4
+ 147 = 0,047 t/h
D urante el proceso de com bustión el fuel-oil genera can tid ad es adicionales de partículas en suspensión y esto p uede duplicar la tasa de em isió n . S in em bargo, la tasa real de em isión dependerá de la tecnología de las calderas: D ió x id o de azufre = S + O , M asa atóm ica = 32 + 32
2,8
A zu fre al 2 ,8 '
x 147 = 4,1 t/h
100
D ió x id o de azufre = 4,1 + 4,1 = 8,2 t/h D ió x id o de carbono = C + 0 2 M asa atóm ica = 1 2 + 32 85 2 C arbono al 8 5 ,2 % = — - x 147 = 125,2 t/h
100
32 D ió x id o de carbono = 125,2 + — x 125,2 = 4 5 9 t/ h L a producción total al año es com o sigue: Partículas en suspensión = 412 t S 0 2 = 72 x 103 t C 0 2 = 4,02 x 106 1 E je m p lo 8.6. C onsid erar la cen tral term oeléctrica del E je m p lo 8.4 con una capacidad total de 915 M W con un facto r de carga del 72,5 p o r 100 y un ren d i m iento del 33 por 100. D eterm inar la cantidad de p artículas en suspensión, C O , y SO , si se em plea tu rb a m olida com o fuente de com bustible. A continuación se proporciona un análisis reciente de la turb a m olida: H um edad 50%
Cenizas : 2,5%
C arbón
H idrógeno
N itrógeno + oxígeno
A zufre
O xígeno
C apacidad calorífica
27,3 %
2,6%
0,7%
0,3%
16,6%
14,5 M] /kg
Solución: P o ten cia 915 M W = 3.294 x 103 M J/h 3.294 x 103 x 0,725 Turba m o lid a necesaria = ------------------------------ = 5 0 0 t/ h 0,33 x 14,5
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
481
Suponer un 80 p o r 100 de cen iza com o cenizas volantes o partículas:
Partículas = 0.8 x
100
x 5 0 0 = 10 t/h
D ió x id o de azufre = S + 0 , M asa atóm ica = 3 2 + 3 2 A zufre al 0,3 %
100
x 500 = 1,5 t/h
D ió x id o de azufre = 1,5 + 1,5 = 3 t/h D ióxido de carbono = C + O , M asa atóm ica = 12 + 32 27,3
C arb o n o al 27,3 %
100
x 500 = 136,5 t/h
32 D ióxido de carbono = 136,5 + — x 136,5 = 500,5 t/h
Empleando un PE S con un ren d im ien to del 99,5 p o r 100 se red u ce la emisión de partículas a:
Partículas =
0,5
100
x 10 = 0,05 t/h = 439 t/a ñ o
La producción total al año es co m o sigue: P artícu las = 87,6 x 103 1 S O , = 26,3 x 10* t C O , = 4 ,4 x 106 1 Si las partículas se reducen con un filtrado de los gases de com bustión de eficien cia 99 por 100, calcular la tasa de em isión de partículas:
Partículas = —
100
x 87,6 x 103 = 876 t/a ñ o
E je m p lo 8.7. L a central term oeléctrica de una capacidad de 915 M W y un factor de carga del 72,5 por 100 em p lea gas natural com o fuente d e com bustible y el rendim iento de la planta es d e u n 40 por 100. D eterm inar la producción anual de C O ,, vapor de agua, y N O v. L o s parám etros del gas natural son los siguientes.
^^0 482
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
C om posición en tan to s p o r 100 en v olum en. N o existen ni p artícu las en suspen sión ni em isiones de S 0 2.
co:
/ :■ ■ NÍ -
0,1%
0,6 %
,
CH<
W
C jH j
98%
1,0%
0,2%
D ensidad C apacidad (Icg/in5) ; calorífica 0,72%
0,1 %
40 M J/kg
ÍHi Solución: P otencia 915 M W = 3.294 x 103 M J /h 40
C apacidad calo rífica del gas n atural =
G as necesario =
~
M J /m 3
3.294 x 103 x 0,725
149,3 t/h
0,4 x 40
CH4 al 98 % = 0,98 x 149,3 = 146,3 t / h E steq uio m étricam en te: C H 4 + 2 0 2 -+ 2H 20 + C 0 2 M asa atóm ica:
16
64
36
44
44 D ióx id o de carb on o = —: x 146,3 = 402,3 t/h 16 36 V apor d e agua (H 20 ) = — x 146,3 = 329,2 t/ h 16 N itrógen o N , al 0,6 % =
x 146,3 = 0,9 t/ h
E stequio m étricam en te: N , + 2 0 , = 2 N 0 2
M asa atóm ica: 28
64
92
92 D ióxido de nitrógeno = — x 0,9 = 2 ,9 6 t/h 2o L a producción total al año es com o sigue: P artículas -> 0 C 0 2 = 3,5 x 106 1S 0 2 -> 0 H ,0 (vapor de agua) = 2,9 x 106 1 N 0 2 = 7.900 t C O -+ o In
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
483
Es im portante resaltar que se producen cantidades m uy significativas de vapor de. agua (H 20 ) , casi tanto co m o C 0 2. E l vapor d e agua es tam bién un g as de efecto invernadero, de m ayor im portancia num érica q u e el C O ,. P ero d eb id o a que el vapor se encuentra en la atm ósfera de form a natural p o r procesos de evaporación, tendem os a obviarlo (véase Ejem plo 8.8).
8.5. DEPOSICIÓN ÁCIDA La F ig u ra 8.9 m uestra el m ecanism o de la deposición acida. L as em isiones de óxidos d e azufre, óxidos d e nitrógeno e hidrocarburos procedentes d e las activi dades en industria, transporte, vivienda y producción de energía se transform an en la atm ósfera en partículas de sulfatos y nitratos. C uando se com binan con la radiación solar y el vapor de agua se transform an en ácidos su lfú rico o nítrico suaves, m ediante reacciones quím icas com plejas. A su vez estos ácid o s retornan a la tierra bien en forma d e rocío, llovizna, niebla, aguanieve, nieve o lluvia. L a deposición de ácidos puede ser seca, en form a d e partículas o gases, o húm eda en la llu v ia o la nieve. El ag u a de lluvia «lim pia» posee un pH ~ 5,7. En zon as del norte de E uropa (E scandinavia) y las partes o rientales de E sta dos U n id o s se han determ inado pH de lluvias con valores inferiores a 5,0, algunas veces 4 ,0 y en raras ocasiones 3,0. L a deposición ácida tiene serios efectos nega-
O' i . . * Transform ación química
•
O )
D eposición seca
D eposición húm eda: lluvia ácida
H2SOt
Emisión a la atm ó sfera
hno3
*. ♦. G ases Partículas
G
n tS s fa
In dustria Transporte
Figura 8.9.
G eneración de electricidad
• i
» j
•1
m
D om éstico
La formación de acidez atmosférica y deposición de ácidos (adaptado de la UE, 1992b).
í
v
jí m
|
m j •
I
t#
i
I
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
tivos e n los terrenos de bosq u e, la v id a acuática y en alg u n o s m ateriales d e e d ifi cios en piedra natural. M u ch a de la deposición ácíd a es transnacional. P o r ejem plo el 77 p or 100 d el azufre depositado en los P aíses B ajos p ro ced ía de otros p aíses, así co m o en D in a m arca era 64 p o r 100 (U E, 1987). Ig ualm ente, buena p arte d e la d ep o sició n ácid a en C anadá procede d e E stados U nidos y en O ntario central el 50 p o r 100 v ie n e de la m itad oeste de E stados U n id o s (H enry y Heirike, 1989). O b v iam en te es d e se a ble reducir las em isiones d e N O t y S O r Sin em bargo, m ientras que entré lo s años 1970 a 1985 la reducción en N O v y S O r fu e sig n ificativ a (véanse F iguras 8.2 y 8.3), en la década pasada n o h a h abido casi ning u n a m ejoría.
M
(
f
f
M
(
484
« < « « < « <
8.6.
V ^ |§ f ^ ^ |p ÍP ^ ” ¡ |p
(¡p*
CAMBIO CLIMÁTICO GLOBAL: GASES DE INVERNADERO
Los prin cipales gases de in vernadero en orden de co n trib u ció n son: C O ,, C FC, CH4, N , 0 y 0 3. E stos gases absorben la rad iació n solar en tran te de o n d a c o rta (a longitudes de onda < 4 /jm ). Ig u alm en te tienen la cap acid ad (cuando están en la atm ósfera) de absorber paste d e la en erg ía irradiada p o r la tierra a unas lon g itu d es de onda m ás largas (> 4 jum). C ad a uno de los «gases de invernadero» p o see sus propia bandas de longitudes d e o n d a ideales en las cuales abso rb e m ejo r la en er gía tanto de radiación solar c o m o terráquea. En la F ig u ra 8.10 se rep resen tan estas bandas de longitudes de onda. P or ejem plo el C 0 2 ab so rb e radiación térm ica al m enos en tres bandas, de 2,3 a 3,1, de 4,1 a 4,5 y de 13 a 18 ¡ m . C H 4 ab so rb e radiación al m enos en dos b an d as estrechas, centradas en 3 ,2 y 8 ¡.im. E l v ap o r de agua ( H ,0 ) absorbe en b an d as centradas en 0,95, 1,1, 0,4, 1,9, 2,7, 6,2 y por encim a de 20 /¿m. A dem ás, varios d e los gases de in v ern ad ero absorben radiación en las m ism as longitudes de onda. A unque algunos de los gases anterio rm en te m encionados absorben radiación tanto p o r encim a com o p o r debajo de 4 /.¿m, el térm ino de gas de invernadero se reserv a a aquellos que absorben rad iació n p o r encim a de 4 /¿m, es decir, gases que absorben la radiación terráquea de lon g itu d de onda larga. P o r tanto estos gases atrapan buena parte de la energía rad ian te que em ana de la T ierra, calentando así la atm ósfera y en consecuencia radiando esta energía de vuelta a la T ierra y h acia el espacio exterior. E sto s gases de in v em ad ero tienen el efecto de una m an ta térm ica que rodea al globo, elevando su tem p e ratura.
8.6.1. Dióxido de carbono
Hf Ig f El dióxido de carbono no es un contam inante en sentid o convencional. E s un com ponente natural de la atm ó sfera (0,033 p o r 100) y esencial para el c recim ien t o to de las plantas. El quem ado de com bustibles fósiles, in cluyendo las centrales ^ térm icas de carbón y los incendios forestales, han increm entad o los n iv eles de ^ CO, desde ~ 315 ppm en 1960 a 350 ppm én 1990. E n la actualidad se adm ite
485
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
0,1 0 ,1 5 0 ,2
0 ,3
0 ,5
1
L o n g itu d d e o n d a (¿¿m)
1,5
2
3
5
10 15
20
30
50
100
L o n g itu d d e o n d a í/«m) (a)
L o n g itu d d e o n d a (;
Figura 8.10. (a) C urvas de radiación normalizadas para un cuerpo negro para el Sol y la Tierra, (b) Absorción atmosférica en un día claro (adaptado de Fleagle y Businger, 1963. Reproducido con autorización de Academ ic Press).
que el C O , producido p o r el hom bre es el gas m ás im portante de entre los gases de invernadero. E n la T ab la 8.22 y F ig u ra 8.11 se m uestran las em isiones totales y las em isiones p o r h abitante de C 0 2 procedentes de cinco países desde 1960 hasta 1989. L a producció n de C 0 3 en el m undo desarrollado es aproxim adam ente entre 5 y 10 t/por habitan te al año. E n 1987 se em itieron en conjunto 5,6 x 109 1 a la atm ósfera de las que 1,2 x 109 1 fueron aportadas p o r E E U U. L a tala de b o s ques es otra fuente de C 0 2 y a que el terreno expuesto a la atm ó sfera em ite tam bién C O , en su proceso de degradación. L a estim ación d e la contribución de C O , por parte de la b io m a sa se estim a que varía de 0 a 1 x 109 toneladas.
486
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
la b ia 8.22.
.^Añai;.
1960 1965 1970 1975 1980 1985 1986 1987 1988 1989
- Total (10s t)
P er. cáp ita
791
4.38
1.224
5,03
E m ision es totales de C 0 2 per cápita
A lem ania O cc. - Países Bajos -
-Reino U n id o - ~
P er Total : T o ta lcápita cápita (10s t) (10e t)
T otal (10‘ t)
531 624 741 709 809 718 719 709 706 689
8,7 10,3 12,1 11,6 13,3 11,8 11,8 11,7 11,7 11,3
75 99 131 134 154 145 156 155 153 155
5 6,6 8,7 S,9 10,2 9,7 10 10,3 10,2 10,3
619 663 675 599 583 561 567 583 577 579
irla n d a
.
P er. I’er Toíálc á p ita ’ cápita (10* t) g m : • (0 10,5 11,6 11,8 10,5 10,2 9,S 9,9 10,2 10,1 10,1
10,5 13,5 19,1 20,6 25,2 17,2 28.3 30,1 30,3 30,9
3 • 3,9 5.5 5,9 7,2 7,8 8,1 8,6 8,7 8.8
P ato s de UE, 1992, con autorización.
EEUU A le m a n ia Occ. P a í s e s B ajo s R e in o U nido irla n d a
Figura 8.11.
8.6.2.
E m ision e s de C 0 2 totales en toneladas per cápita 1960-1989.
Cíorofluocarbonos: CFG
Los C F C son com puestos fabricados p o r el hom bre q u e contienen cloro, flúor y carbono. E stos com puesto s absorben radiación d e la atm ósfera e n la fran ja del espectro entre los 7 y 12 /.mi. P oseen tiem pos de resid en cia en la atm ósfera eleva dos y al m ism o tiem po son inertes e insolubles en el agua. El cloro se desprende de los C F C m ed ian te rad iació n de o nda corta en el proceso d e foto lisis y se desplaza hacia arriba dañando la cap a de ozono. L o s C F C m ás im p o rtan tes son el C F C -11 (triclorofluorm etano) y el C FC -12 (diclorofluorm etano). L a producción de la U B en 1990 de C F C -1 1 y C F C -12 fue de 210 x 103 t, hab ien d o descendido desde el valor de 376 x 103 1 en 1987. El uso de lo s C FC en la U n ió n E uropea
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
487
durante 1988 fue destinado a aerosoles (45 p o r ]0 0 ), espum as (40 p o r 100), re fri gerantes (10 p o r 100) y disolventes (5 p o r 100). Otros C F C son el C F C -113, C F C -114 y C F C -1 15 que alcanzaron una producción en la U E de 75 x 103 t en 1990. El CFC-113 se em plea en la industria electrónica cóm o disolvente. En 1987 se acordó en el P rotocolo de M ontreal la reducción progresiva d e lo s CFC. D e b i do al tiempo d e residen cia tan elevado que poseen, aunque se corte su producción en un 50 por 100, aún se supone que los niveles de CFC en p p b aum entarán casi linealmente en el tiem po, progresando desde 0,4 ppb de 1986 a 1,0 p p b en el 2010.
8.6.3. Metano: CH4 El m etano es u n gas que se genera en la naturaleza en co n d icio n es anaerobias. Este proceso tien e lug ar en lagunas, cam pos de arroz, ganaderías y en la p ro d u c ción y consum o d e los com bustibles fósiles. A l igual que lo s C F C , el CH4 p o se e un tiem po de resid en c ia alto de ap roxim adam ente 10 años, d esp u é s del cual p u e de oxidarse con radicales O H . Se estim a que su concentración en la atm ósfera b a aumentado en lo s pasados 200 años correspondiéndose con el aum ento p oblacional. A bsorbe rad iació n térm ica en u n a fran ja estrecha de lo n g itu d es de onda a p ro xim adam ente en tre 3,2 y 7,6 ¡.im.
8.6.4. Óxido nitroso: N30 El óxido nitroso ( N ,0 ) absorbe rad iació n térm ica en ia m ism a longitud de o n d a que el m etano, aproxim adam ente 7,6 ¡.im. Se produce en el ciclo del nitrógeno m ediante la nitrifícación: de N H 4 a N , y N 20 . Su tiem po de resid e n cia aproxim a do es de 150 años y es unas 200 veces m ás potente como gas d e invernadero q u e el C 0 2. Las cantidades de N 20 producidas son insignificantes en com paración con las de C 0 2, y aparecen en las depuradoras de aguas residuales, industrias y en los gases de com bustión.
8.6.5. Vapor de agua: H20 El vapor de ag u a (H ,0 ) se ignora frecuentem ente como gas d e invernadero. E n los ejem plos sobre em isiones de centrales térm icas (Sección 8.5) se com probó que las cantidades producidas de H 20 son sim ilares a las d e C 0 2. T am bién la radiación de o n d a larga que irradia la T ierra no sólo es ab so rb id a p o r el C 0 2, N 20 y CH 4 sino tam b ién por el H ,0 . E n la F ig u ra 8.10 se m u estra que la en e rg ía absorbida p o r el vapor de agua ocurre entre las longitudes d e onda entre ] y 8 /m i, sin em bargo, aunque las cantidades de H ,0 y C 0 2 em itidas p o r el hom bre sean sim ilares, éstas son m inúsculas en com paración con las can tid ad es naturales p ro cedentes de la evaporación tal y com o se m u estra en el E jem p lo 8.8. E jem p lo 8.8. C alcular la em isión global al año de v ap o r de agua por e v a p o ración desde la corteza terrestre y la superficie de los océanos. C om parar ésta con
488
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
la cantidad de v ap o r d e agua em itid a p o r las centrales térm icas. In d ica r las su p o siciones establecidas. Solución: D e B ru tsaert (1982, p. 3): E vaporación d e la co rteza terrestre (m e d ia global) = 0,45 m /año S u perficie terrestre = 1,49 x 108 km 2 P o r tanto, v ap o r de agua de la evaporación terrestre = 67 x 1 0 12 m 3/año E v ap o ració n d e los océanos s 1,3 m /año S u p erficie de los océanos = 3 ,6 x 1 0 8 km P o r tanto, el vapor de agua ev ap o rad o de los océanos = 468 x 1 0 '2 m 3/año y el vapor total evaporad o de la sup erficie del p laneta s 535 x 1012 m 3/año D e n sid a d del v a p o r d e agua s 0 ,8 k g /m 3 Por tan to , el vapor d e agua total evaporad o de la superficie d e l p l a n e t a s 4 2 0 x 109 t/año E n la Sección 8.6.1 se m encionó que ~ 6 x 109 t/año de C 0 2 fueron em itidas antropogénicam ente y que la em isión d e v a p o r de agua d e orig en hum ano se encuentra en to m o a ese orden. P o r tanto: Em isión antrop o g én ica de vapor d e agua s 6 x 10® t/año E ste valor es aproxim adam en te el 1,4 p o r 100 de los valores d e em isión natural. N ota: Este es u n análisis ú n icam en te d e o rd en de m agnitud.
8.7. CONTAMINANTES NO CRÍTICOS L os contam inantes d e referen cia C O , N O ,, S O ,, PM -10, C O V ,: H C y Pb se re la cionan en la T ab la 8 .4 ju n to con sus estándares internacionales y sus tiem pos de exposición asociados. Los co ntam inantes de referen cia se en cu en tran reg u lar m ente en am bientes urbanos, y lo s estándares se fijan p ara a lca n zar la calidad de aire p ara los habitantes, flora, fau n a y los m ateriales en este m edio. A dem ás, existen m uchos o tro s contam in an tes atm osféricos p rocedentes d e la industria para los que se fijan lím ites de em isión. En las T ablas 8.23 y 8 .2 4 se relacionan los contam inantes n o de re fe re n c ia * d en o m in ad o s así p or la O M S en 1987. L o s estándares de calid ad del aire am b ien tal los h a fijado 1a O M S tan to para su stan cias orgánicas com o inorgánicas. M uchos de éstos son can ceríg en o s, m utagénicos y dañinos para lo s sistem as n erv io so s cen trales (SN C ) así co m o de tener otros m últiples efectos negativo s p a ra la salud. A lg u n o s de estos contam inantes del aire son productos quím icos sin tético s h ech o s p o r el h om bre tales com o el 1,2-
« N o n -c rite ria » en la e x p re sió n o r ig in a l en in g lé s.
489
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
Tabla 8.23. C o n ta m in a n te V
A lg u n o s contam inantes no de referencia
’ D e s c rip c ió n y f u e n l e s . : _
E fe c to s s o b re la s a lu d
G u ía a m b ie n ta l . tíe la O M S
A crilonitrilo (AN )
L íq u id o volátil, in fla m a b le, in co lo ro , solu b le en agua. H e c h o p o r el h o m b re, em p ica d o en fib ras ncrflicas y resinas.
C ancerígeno.
Sin nivel d e se g u ri d ad .
B enceno (C,,H(l)
L íq u id o claro e in co lo ro , ligeram ente solu ble en agua. C o m p u esto del p etróleo y d e rivados.
C ancerígeno.
Sin nivel d e s e g u n d ad .
D isulfuro de carbo no
L íq u id o volátil, in flam ab le e incoloro. U sa d o en la p ro d u cció n de rayón viscoso, c om binándose 2 0 g C S 2 con l kg d e v is cosa.
D años cere b ra le s, atrofia m u scular.
100
1,2-D icloroetano (C>H,C13)
L íq u id o incoloro e in flam ab le, so lu b le en a g u a , hecho p o r el h om bre, usado en Ja síntesis de c ie n o s quím icos.
M ulagcnico, dañ o s a p u lm ones, h íg a d o, riñones.
700 / i g / m \ 24 h
D iclorom etano
N o inflam able, líq u id o claro , altam ente vo lá til.D is o lv e n te d e pinturas, ag e n te para el soplado de poliuretanos.
C ancerígeno.
1 0 0 0 ;(g /n v \ 24 h
Form aidehído (HCH O)
A ld eh id o com ún, es gas á tem peratura am b ien te. P roducto in term ed io en el ciclo del C H 4. M aterial aislante.
C ancerígeno.
J0 0
PAH
H idrocarb u ro aro m ático polinuclear, gru p o de productos qu ím ico s sintéticos proce d en tes de la c o m b u stió n incom pleta de com puestos o rgánicos.
C ancerígeno.
Sin nivel d e se g u ri dad.
S e r e n o (C6H 3CH )
L iq u id o volátil, in co lo ro c in p iead o .cn la fa bricación de p o lím ero s, plásticos refo rza do s y poliestireno.
Se sospecha muta* génico.
70 /¿ g W , 3 0 m in
T clracloroetileno (C 2C M)
C o m puesto no in flam ab le, inso lu b le en H ,0 . D isolvente para lim p ieza en se co y lim piez a de m etales, etc.
T óxico a SN C e hí gado.
5 m g /m \ 24 h
Tolueno
L íq u id o volátil n o co rro siv o . P rocedente del refinam iento d el petróleo y Ja producción de estireno etc. E m p le a d o e n pinturas, tin tas y adhesivos, cosm éticos..
T ó x ic o a SN C .
7,5 n ig /m \ 2 4 h
Tricloroetileno (C ,H C ,0
F a b ric a d o a p artir de etano y d icloroetano. D esengrasante d e m etales, lim pieza en se co , im presión, producción d e pinturas, adhesivos, lim p iad o res de alfom bras, etc.
E fecto s e n el c o m portam iento n e r vioso, h íg ad o y riñones.
1 ih l W . 24 h
CJururo J e viniío ÍV C)
G as incoloro p ro ced en te d e la producción de P V C , vertederos. r
C ancerígeno.
Sin nivel de seg u ri dad.
(C H ,C ,S)
24 h
30 mii)
Dalos en parte p ro ce d e n tes de la O M S , 1987 c o n autorización.
dicloroetano, m ien tras que otros se pueden encontrar en la corteza terrestre. Sin em bargo, la m ay o ríá de los com puestos que se relacionan en las Tablas 8.23 y 8.24 son p roductos industriales y m ás específicam ente pro ced en de la industria quím ica, farm acéutica y de productos del petróleo. Los m etales pesados tales como Cd, C r y H g son om nipresentes en la industria quím ica y de fabricación de productos com o galvanizados, plásticos, pinturas, cloro y otros.
490
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.24.
A lg u n o s contam inantes no de referencia: sustancias inorgánicas
^ ^ D e s c n p 'c í á n - y f t i e ñ t e ^
' ¿ E fe c tó s S Ó brerri': s a lu d
G u ía a m b ie n ta l l V . ; íí v d e liO M S ^
A rsénico (As)
A bundante en la naturaleza: actividad volcáni ca, m etá lic o y no m etálico , fu n d ició n de m etales, pesticidas, quem a de com bustibles.
C an ceríg en o .
Sin nivel de seg u ri dad.
A m ianto
G ru p o d e fibras alargadas n a tu rales o m in e ra le s a n fib o lo s. E m p lead o en la co n stru c c ió n , aisla n te del calor. F ib ra s < 3 /im son in h ala b le s.
C an ceríg en o .
Sin nivel de se g u ri dad.
C adm io (C d)
M etal p late a d o b lan q u ecin o y d ú ctil, su b p ro d u c to de la producción del zin c, g alv an i z a d o d e m etales, p lástico s etc.
C an c e ríg e n o en a n i m ales.
< 2 0 m g/m s
C rom o (Cr)
M etal g risá c eo y duro. C** C f O m n ip resen te en la n aturaleza y en el terreno. E m p lea d o e n Ja in d u stria del cu rtid o d e pieles.
C r,+ can ceríg en o .
Sin nivel d e se g u ri dad.
Á cido sulfídrico (H aS)
G as in co lo ro , soluble en a g u a y alco h o l. F o r m ado a p a rtir de m ateria o rg án ic a en la a u sen cia d e 0 2. En la in d u stria d e viscosa, dep u ra c ió n de aguas resid u ales, refino del p e tró leo , c u rtid o d e p ieles, in d u stria pape lera.
T ó x ico : irritació n o cular.
150 ;¿g /m \ 24 h
M anganeso (M n)
Q u in to m eta l m ás ab u n d an te en la co rteza terrestre . E m pleado en m etalu rg ia, c o n sti tu y em e d e aleaciones, fertilizan tes, cuero, tex tile s, in d u su ia del cristal.
T ó x ic o a niv eles a l tos p ara S N C y pu lm o n es.
1 /ig /m \ m edia anual
M e rcurio (H g)
M e tá lic o , e sta d o s m ercu ro so y m ercúrico ( - 3 ) . M e rc u rio in o rg án ico ~+ m ercu rio de m etil p o r m icro o rg an ism o s. M inería, p lañ ía s d e d o ro alc a lin o s, p rese rv a n te s de p in tu ra s, pilas, equipos m éd ico s, etc.
B io acu m u lab le: d a ñ o s e n S N C y r i ñones.
1 ¿¿g/m \ media anual d e interior
N íquel (NÍ)
M etal du ro de co lo r platead o blan q u ecin o p rese n te en la corteza terrestre. E m p lead o en la p ro d u cció n d e acero , g alv an izad o , fab rica c ió n d e m o n ed as, etc.
C an ceríg en o .
S in nivel d e seg u ri dad
R adón (Rn)
G as no b le rad io activ o en su v arias form as iso tó p icas. C on ccm racio n es d e 3 B q /m \ M in e ría del uranio, p ro ced e d e tierras y ro ca s, en aguas su b terrán eas y en el aire.
R iesg o d e cá n ce r de p ulm ón.
100 Bq/nv' en e d ifi cios.
V anadio (Va)
M eral b rillan te b lan q u ecin o y abundante. E m p le a d o en m etalurgia, co m bustión, del ca rb ó n , y quem a de fueloil.
B ro n q u itis, n e u m o nías, efectos en las v ías resp irato rias.
1 //g /m 3, 24 h
D alo s p rocedentes en p a rte d e la O M S, 19S7 con au to rizació n .
8.8. ESTÁNDARES DE EMISIONES DE ORIGEN INDUSTRIAL G eneralm ente las fuentes de estas em isiones son puntuales aunque pueden existir fuentes lineales y superficiales. L as em isiones fugaces son otro tipo significativo
CO N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
491
de em isiones industriales, controladas en E stados U nidos p o r u n a ley esp ecífi ca p a ra ello. Los están d ares de em isió n n o rm alm en te se su e le n fija r p o r las autoridades locales q ue poseen la tarea de v alorar el im pacto de em isiones n u e vas o y a existentes. E n E u ro p a se c o n su lta a m p liam en te el e stá n d a r alem án «TA L uft». Las licencias sobre em isiones á la atm ósfera en la in d u stria irlandesa frecuentem ente se consideran según este estándar. E l p rocedim iento es el que sigue: 1.
2. 3. 4. 5.
Se identifica la sustancia que se em ite p o r su nom bre (del anexo E en el estándar «T A L uft»), determ inándose si so n de C lase I, II o III. E n este anexo se relacionan alfabéticam ente y clasifican unas 145 sustancias. L as sustancias de la C lase I son aquellas que poseen un están d ar de em isión m ás severo siendo en la C lase 111 donde el estándar es m en o s rígido. Las sustancias de la Clase I no deben ex ced er una concentración de 0.1 m g/m 3 con un caudal en m asa de 0,5 g/h o superior. Las sustancias de la C lase II n o deben exceder una concentración de 1 m g/m 3 con un caudal en m asa de 5 g/h o superior. L as sustancias de la C lase III no deben exceder una concentración de 5 m g/m 3 con u n caudal en m asa de 25 g/h o superior. Si se com binan sustancias de las C lases I y II, entonces la concentración no debe ex ced er 1 m g /m 3. S i se com binan bien las C lases I y II o las Clases II y III, la concentración no debe ex ced er de los 5 m g/m 3.
El «caudal en m asa de x en g/h» se define com o la em isión total durante 1 h de operación de un proceso en las condiciones operativas m ás desfavorables p ara el m antenim iento de la calidad del aire. L a «concentración en masa» d e los contam inantes atm osféricos de un residuo gaseoso se define según: 1. 2. 3.
T odas las m edias diarias q u e n o excederán el estándar de em isión de concentración m ásica. D e las m edias sem ihorarias, el 97 por 100 no excederá seis quintos de la concentración m ásica establecida. T odas las m edias sem ihorarias no excederán m ás del d o b le de la co n cen tración m ásica establecida.
E n la Tabla 8.25 se relacionan las sustancias cancerígenas y sus clases así com o algunas no cancerígenas y sus clases.
8.8.1. Estándares de emisión de los incineradores de residuos Los estándares de em isión más actualizados de la U E para los incineradores de residuos se fijan en la directiva de la U E sobre incineradores de residuos p elig ro sos. En la Tabla 8.26 se m uestra u n a com paración de los lím ites d e la U E y los de
492
IN G E N IE R IA A M B IE N T A L
Tabla 8.25.
V Clase I
I I I I II
n n ii ii ii
ii
ni m ni iii
m m ni ni in
_
7"
C lases de em isión de T A Luft
S ustancias cancerígenas
A lgunas sustancias n ó jc á ñ c e ríg e n a st
- -
Amianto Benzopireno Berilio Dibenzoan traceno 2-naftaleno
Acetaldehfdo Clorometano Form aldehido Nitrobenceno Fenol, etc.
Arsénico Cromo Cobalto 3,3-diclorobencidino Dimetil sulfato Etilenoemina Níquel
Clorobenceno Ácido acético Disulfuro de carbono Naftalino Ácido propiónico Acetato de vinilo Xilenos
Acrilonitrilo Benceno 1,3 butadieno 1-cloro-2,3-epoxipropano 1,2-dibromometano 1,2-epoxipropano Óxido de etileno Hidracina Cloruro de vinilo
Acetona Cloroetano Etil acetato Pinenos Parañnas HC Metil benzoato Diclorometano Triclorofluormetano
t Para listas detalladas véase el Anexo E de TA Luft (19S7). Reproducido con autorización.
Tabla 8.26.
Límites de em isiones para incineradores.de residuos
C ontam inante ‘
Polvo total (PM-10) Carbono orgánico total (COT) Cloro inorgánico Compuestos del HCI Flúor inorgánico Compuestos del HF Óxidos del azufre (S 0 2) Monóxido del carbono (CO) Cadmio ) Talio (Ti) | Mercurio Resto metales pesados (Sb+As+Pb+Cr+Co+C„+M n+Ni+V+Sn) Dioxinas + furanos
Tiempo medio (horas)
A lem ania (m g/m 3) ...
Países... D irectiva BajosC E 1994 (m'g/m’) • (m g/in3)
24 24 24
10 10 10
5 10 10
10 10 10
24
1
1
1
50 50 0,05
40 50 0,05
50 50 -0,1
0,5-4
0,05 0,5
0,05 0,5
-0.1 -0,1
6-16 h
0,1 ng/m3
0,1 ng/m3
0,1 ng/m’
24 24 30 min-8 h 30 min-8 h
D a t o s de U E , 1 9 9 2 y U E , 1 9 9 4 , c o n a u to riza c ió n .
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
493
A lem ania y los P aíses B ajos. C om parando esto s lím ites de em isió n de 1992 con los lím ites de T A L uft (1986) se aprecia q u e los nuevos lím ites son m uchas veces m ás restrictivos que los antiguos. P or ejem plo, e] lím ite últim o p ara HC1 es 5 veces m ás bajo que su valor previo. El lím ite nuevo para CO es d e 5 0 m g/m 3, que es solam ente 5 veces d del estándar m ed io am b ien tal de la OM S (1987). E n la T abla 8.26 se incluyen los lím ites de em isión para las dioxinas y furanos de 0,1 m g/m 3. Las dioxinas representan a la fam ilia de com puestos .químicos referidos como los T C D D o 2,3,7,8-tetraclorodibenzopara-dioxina. E ste compuesto quím ico aparece com o im pureza en la fabricación de m uchos productos químicos y pesticidas que poseen u n a base de triclorofenol. Cuando se incineran plásticos, se liberan pequeñas cantidades de este producto, así com o en la industria papelera, plantas de pesticidas, vehículos, incendios forestales y hum o de cigarros. D e una m olécula parecida, el dibenzofurano (PCDF) se derivan los correspondientes isó meros en los que tam bién está presente el cloro y son aproxim adam ente 10 veces m enos contam inantes que los TCDD. L as dioxinas se forman de m anera óptima en un rango de tem peraturas que va de los 180 hasta los 400 °C co m o subproduc tos de la síntesis de ciertos herbicidas, PCB y naftalenos (H effron 1993). La degradación de estos quím icos aún no es posible biológicam ente pero se puede conseguir su destrucción m olecular en incineradores de inyección líquida ope rando a tem peraturas que sobrepasen los 1.200 °C. L os efectos tóx ico s de los T C D D o los P C D F aparecen en el clo racn é o en lesiones derm atológicas rela cionadas. Se sospecha del carácter cancerígeno de estos com puestos aunque no ue su carácter genotóxico. E n la T abla 8.27 se m uestran los n iveles diarios de 2,3,7,8-T C D D adm itidos por las diferentes agencias. Estos lím ites se fijan debido que el 2,3,7,8-T C D D se encuentra en el aire, alim entos (m antequilla, carnes, pescado, huevos, etc.), hum o de cigarrillo, gases de escape de los vehículos, etc. L as unidades d e estos límites son en pg (picogram os = 1CT12 g) por k g de p eso coiporal por día. L o s valores de la U SE PA para las dioxinas se redujeron d ram áticam ente en 1995: E videncias procedentes de Seveso, Italia, indican en la actualidad que las dioxinas son más peligrosas que lo que en u n principio se creía.
Tabla 8.27. T om as diarias de 2,3,7,8-TCDD aceptadas por las diferentes agencias . ’v'f Agencia Canadá Países Bajos USEPA OMS Europa (1991) Alemania
■
T om a diaria adm isible • (pg/Ug/día) . 10 4 0,006 10 1-10
492
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.25. .”j vC Í a s é S i
C lases de em isión de T A Luft
. - Sustancias cancerígenas
A lgunas sustancias _no_cancerígenast
I I I I I
Amianto Benzopireno Berilio Dibenzoantraceno 2-naftaleno
Acetaldehído Clorometano Form aldehido Nitrobenceno Fenol, etc.
II
Arsénico Cromo Cobalto 3,3-diclorobencidino Dimetil sulfato Etilenoemina Níquel
Clorobenceno Acido acético Disulfuro de carbono Naftalino Ácido propiónico Acetato de vinilo Xilenos
Acrilonitrilo Benceno 1,3 butadieno 1-c]oro-2,3-epoxipropano 1,2-dibromometano 1,2-epoxipropano Óxido de etileno Hidracina Cloruro de vinilo
Acetona Cloroetano Etil acetato Pinenos Parafinas HC Metil benzoato Diclorometano Triclorofluormetano
n ii ii
u ii ii
in m XII iii iii iii
ni iii
IH
t Para listas detalladas véase el Anexo E de TA Luft (19S7). Reproducido son autorización.
Tabla 8.26.
Límites de em isiones para incineradores de residuos T iem po Alem ania m edio (mg/m3) (horas) .
Polvo total (PM-10) Carbono orgánico total (COT) Cloro inorgánico Compuestos del HC1 Flúor inorgánico Compuestos del HF Óxidos del azufre (S 0 2) Monóxido del carbono (CO) Cadmio ] Talio (Ti) j Mercurio Resto metales pesados (Sb+A s+Pb+Cr+Co+Cj+M n+Ni+V+Sn) Dioxinas + furanos
_ P aíses Directiva B a jo s ' C E 1994 (m g/ni3)-; ■ (m g/m 5):
24 24 24
10 10 10
5 10 10
10 10 10
24
1
1
1
24 24 30 min-8 h 30 min-8 h
50 50 0,05
40 50 0,05
50 50 -0,1
0,5-4
0,05 0,5
0,05 0,5
-0,1 -0,1
6-16 h
0,1 ng/m3
0,1 ng/m3
0,1 ng/m3
D a t o s de U E , 1 9 9 2 y U E , 1 9 9 4 , c o n auto riza ció n .
C O N TA M IN A C IÓ N A T M O S F É R I C A
493
A lem ania y los Países B ajos. C om parando estos lím ites d e em isión de 1992 con los lím ites de TA L u ft (1986) se aprecia q u e los nuevos lím ites son m uchas veces más restrictivos que los antiguos. P or ejem plo, el lím ite últim o para H C l.es 5 veces más bajo que su valor previo. El lím ite nuevo para C O es de 50 m g /m \ que es solam ente 5 veces el d e l estándar m edioam biental de la O M S (1987). En la T abla 8.26 se incluyen los lím ites d e emisión p ara las dioxinas y furanos de 0,1 m g/m 3. Las dioxinas representan a la familia de com puestos quím icos referidos com o los TCDD o 2,3,7,8-tetraclorodibenzopara-dioxina. Este com puesto químico aparece com o im pureza en la fabricación de m uchos productos quím icos y pesticidas que poseen u n a base de triclorofenol. Cuando se incineran plásticos, se liberan pequeñas cantidades de este producto, así com o en la industria papelera, plantas de pesticidas, vehículos, incendios forestales y hum o de cigarros, D e una molécula parecida, el dibenzofurano (PC D F) se derivan los correspondientes isó m eros en los qüe también está presente el cloro y son aproxim adam ente 10 veces m enos'contam inantes que los TCDD. L as dioxinas se form an de manera óptim a en un rango de tem peraturas que va de los 180 hasta los 400 °C com o subproduc tos de la síntesis de ciertos herbicidas, P C B y naftalenos (Heffron 1993). L a degradación de estos quím icos aún no es posible biológicam ente pero se puede conseguir su destrucción m olecular en incineradores de iny ecció n líquida o p e rando a tem peraturas que sobrepasen los 1.200 °C. Los efecto s tóxicos d e los T C D D o los P C D F aparecen en el clo racn é o en lesiones derm atológicas re la cionadas. Se sospecha del carácter cancerígeno de estos com p u esto s aunque no de su carácter genotóxico. En la T ab la 8.27 se m uestran los niv eles diarios de 2,3,7,8-T C D D adm itidos por las diferentes agencias. E stos lím ites se fijan debido q u e el 2,3,7,8-T C D D se encuentra en el aire, alim entos (m antequilla, carnes, pescado, huevos, etc.), h u m o de cigarrillo, gases de escap e de los veh ícu lo s, etc. Las u n id ad es de estos lím ites son en pg (picogram os = 10~12 g) p o r k g de peso corporal p o r día. Los valores de la U SEPA p ara las dioxinas se redujeron dram áticam ente e n 1995: E videncias procedentes de Seveso, Italia, indican en la actualidad q u e la s dioxinas son m ás peligrosas q ue lo qué en u n principio se creía.
Tabla 8.27. T om as diarias de 2,3,7,8-TCDD aceptadas por las diferentes agencias ..
. " Agencia -
Canadá Países Bajos
T om a d iaria admisible .. (pg/lcg/díaj .. 10 4
USEPA
0,006
OMS Europa (1991) Alemania
10 1-10
492
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.25.
C lases de em isión de T A Luft A lgunas sustancias no cancerígenas*
Sustancias cancerígenas.I I I I I
Amianto Benzopireno Berilio Dibenzoantraceno 2-naftaleno
Acetal debido Clorometano Formaldehído Nitrobenceno Fenol, etc.
II n i!
Arsénico Cromo Cobalto 3,3-diclorobencidino Dimetil sulfato Etilenoemina Níquel
Clorobenceno Acido acético Disulfuro de carbono Naftalino Ácido propiónico Acetato de vinilo Xilenos
Acrilonitrilo Benceno 1,3 butadieno 1-cloro-2,3-epoxipropano 1,2-dibromometano 1,2-epoxipropano Óxido de etileno Hidracina Cloruro de vinilo
Acetona Cloroetano Etil acetato Pinenos Parafinas HC Metil benzoato Diclorometano Triclorofluormetano
ii ii ii ii
m m ni iii
ra
m III iii
ni
t Para listas detalladas véase el Anexo E de TA Luft (19S7). Reproducido con autorización.
Tabla 8.26.
Límites de em isiones para incineradores de residuos
C ontam inante
Polvo total (PM-10) Carbono orgánico total (COT) Cloro inorgánico Compuestos del HC1 Flúor inorgánico Compuestos del HF Óxidos del azufre (S 0 2) Monóxido del carbono (CO) Cadmio ) Talio (Ti) J Mercurio Resto metales pesados (Sb+As+Pb+Cr+Co+C„+M n+Ni+V+Sn) Dioxinas + furanos
Tiem po m edio "(horas)
_ Países D irectiva Alem ania BajosC E 1994 (m g/m 3) • (rog/m 3)-(m g/m 3j
24 24 24
10 10 10
5 10 10
10 10 10
24
1
1
1
24 24 30 min-8 h 30 min-8 h
50 50 0,05
40 50 0,05
50 50 -0,1
0,5-4
0,05 0,5
0,05 0,5
-0,1 -0,1
6-16 h
0,1 ng/m3
0,1 ng/m3
0,1 ng/m3
D a t o s de U E , 1 9 9 2 y U E , 1 9 9 4 , c o n a u toriza ció n.
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
493
A lem ania y los Países B ajo s. C om parando estos lím ites de em isión de 1992 con los lím ites de TA L uft (1986) se aprecia que los nuevos lím ites son m uchas veces más restrictivos que los antiguos. P o r ejem plo, el lím ite últim o para HC1 es.5 veces m ás b ajo que su valor previo. El lím ite nuevo para C O es de 50 m g /m \ que es solam ente 5 veces el del estándar m ed ioam biental d e la O M S (1987). En la T abla 8.26 se incluyen los lím ites de emisión p ara las dioxinas y furanos de 0,1 m g/m 3. Las dioxinas representan a la familia d e compuestos quím icos referidos com o los TCDD o 2,3,7,8-tetraclorodibenzopara-dioxina. Este compuesto químico aparece com o im pureza en la fabricación de m uchos productos quím icos y pesticidas que poseen una base de triclorofenol. Cuando se incineran plásticos, se liberan pequeñas cantidades de este producto, así como en la industria papelera, plantas de pesticidas, vehículos, incendios forestales y hum o de cigaiTos. D e una molécula parecida, el dibenzofurano (PCD F) se derivan los correspondientes isó meros en los que también está presente el cloro y son aproxim adam ente 10 veces menos contam inantes que los TCDD. L as dioxinas se form an de manera óptim a en un rango de temperaturas que va de los 180 hasta los 400 °C com o subproduc tos de la síntesis de ciertos herbicidas, PCB y naftalenos (Heffron 1993). L a degradación de estos quím icos aún no es posible biológicam ente pero se puede conseguir su destrucción m olecular en incineradores de in yección líquida o p e rando a tem peraturas que sobrepasen los 1.200 °C. Los efecto s tóxicos d e los TCD D o lo s P C D F aparecen en el clo racn é o en lesiones derm atológicas rela cionadas. Se sospecha del carácter cancerígeno de estos com puestos aunque no de su carácter genotóxico. En la T ab la 8.27 se m uestran los n iv eles diarios de 2,3,7,8-T C D D adm itidos por las diferentes agencias. E stos lím ites se fijan debido q u e el 2,3,7,8-T C D D se encuentra en el aire, alim entos (m antequilla, carnes, pescado, huevos, etc.), hum o de cigarrillo, gases de escap e de los vehículos, etc. Las u n id ad es de estos lím ites son en pg (picogram os = 10“ 12 g) por k g de peso corporal p o r día. Los valores de la U SEPA p a ra las dioxinas se redujeron dram áticam ente en 1995. E videncias procedentes de Seveso, Italia, indican en la actualidad q u e las dioxinas son m ás peligrosas q u e lo que en u n principio se creía.
Tabla 8.27. Tom as diarias de 2,3,7,8-TCDD aceptadas por las diferentes agencias .
' Agencia -
:.
T om a diaria admisible (pg/kg/díaj
Países Bajos
10 4
USEPA OMS Europa (1991) Alemania
10 1-10
Canadá
0,006
494
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
8.9. METEOROLOGÍA DE LA CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA C uando los gases o p a rtícu las son em itid as a la atm ósfera, b ien d esd e un vehícu lo, u na industria u o tra fu en te, resu lta ca si im p o sib le pred ecir su evolución dentro de la m ism a. E sto es d eb id o a los com plejos factores q u e g o b iern an su ruta subsi guiente. E stos factores son principalm ente: 8 M eteorológicos • O rigen de em isión ® P roceso L os factores m eteo ro ló g ico s de in terés son: • V elocidad y d irecc ió n del viento ° T em p eratura y h u m ed ad • T urbulencia ® E stab ilidad atm o sfé ric a • E fecto s topográfico s en la m eteo ro lo g ía L as em isiones contam inan tes de la atm ósfera son de interés a tres escalas: 0 M icroescala: del ord en de 1 k m (por ejem plo pen ach o s d e chim enea) • M esoescala: del o rd en de 100 k m (por ejem plo vientos m ontaña-valle) ® M acroescala: del o rd en de m iles de k m (por ejem plo altas/b ajas sobre océa n o s o continentes) E stas escalas se relacio n an tam bién con el tiem po y debido a q u e las velocida des de viento son ~ 5 m /s, los efectos m eteorológicos de m icro esc ala tienen lugar durante m inutos y h oras, los de m esoescala durante horas y días y los de m acroes cala durante días y sem anas. P o r ejem plo, desp ués d e la explosión n u clear de C h em o b y l en 1986, el p e n a cho en u n a m icroescala afectó m uy seriam ente la región local en sólo unas horas después de la em isión, m ien tras que las m ontañas de G ales se v iero n afectadas p o r deposiciones húm edas después de cuatro días. P ara el fen ó m en o d e transporte de la contam inación atm o sférica con focos tales com o pen ach o s d e centrales té r m icas, de industrias y de accidentes la m ayoría de los datos de in terés se obtienen dentro de la d en om in ada c a p a lím ite atm o sférica (C LA ). L a C L A es la capa de aire m ás b aja en la atm ó sfera terrestre (de 500 a 1.000 m etros), in flu en ciad a p o r los efectos del calo r y la ru gosidad de la superficie terrestre. L a d ispersión de los contam inantes dentro de la C LA se p ro d u ce m ediante las tu rb u len cias que varía fuertem ente según la estratificació n d e la m ism a. En la capa in e stab le o capa lím ite p o r convección (C L C ) las turbulencias se caracterizan p o r la aparición de rem olinos considerables. E stos rem olinos p o seen unos tam años p arecidos a la C LC o d e 1 a 2 km . E n la capa lím ite estable (C L E) las turbulencias son m ucho m ás débiles con un tam añ o de rem olino del orden de diez veces in fe rio r a varios
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
495
metrosv E stas-d iferen cias-o rig in an : diferentes velocidades de dispersión d e los contam inantes. P o r ejem plo en la C L C un penacho de una ch im en ea alta p u ed e venirse hasta la superficie terrestre en una d istancia h o rizontal d e pocos k iló m e tros con respecto al foco. En la C L E , los penachos elevados p u ed en p erm an ecer de esta m anera con im pactos despreciables sobre la superficie en decenas de kilóm etros (W eil, 1988). En la troposfera (la cap a m ás cercana a la sup erficie y que se extiende a u n a altitud de 10 a 15 km ), la tem peratura dism in u y e co n la altura con una variación de aproxim adam ente 9,8 °C p o r km . D e este gradiente vertical de tem peratura dependen las co m en tes d e convección e n donde el aire tem plado se elev a y el frío desciende. í L a velocidad del viento en la superficie terrestre es nula d eb id o a la fricción de la rugosidad d e superficie. A m edida que ex iste separación de la sup erficie la velocidad del v ien to aum enta d ebido al m ovim iento de la T ierra. En la capa lím ite cercana a la superficie se producen fluctuaciones variables d e la velocidad del viento (y dirección) que dependen de la rugosidad del terreno. E n esta zona, la m edida instantánea de la velocidad tendrá una com ponente m edia y otra variable. P o r supuesto q ue la velocidad del viento es tridim ensional pero el v ector d e d ire c ción de viento v e n d rá definido p o r la dirección d om inante en una lo calidad e sp e cífica. Esto se represen ta por
U = u + u'
donde '
U = velocid ad instantánea -J u = com ponente de v elocidad m edia
y
u ' = com po n en te variable
L a com ponente d e velocidad m ed ia se debe al m ovim iento de la T ierra, m ie n tras que la m agnitud y signo de la com ponente variable se d eb e a d iferentes form as de rugo sidad de la superficie tales com o presencia de edificios, bosques, . etc. L a com ponente variable de la velocidad sobrepone estructuras fluidas d e tipo rem olino en la velocidad m edia. E sta velocidad variable debido a los rem olinos se denom ina turbulencia y p or esta r producida p o r la rugosidad del terreno se apellida com o turbulencia m ecánica. L a tu rbulencia m ecán ica es p arcialm en te resp o n sab le de la dispersión atm osférica de la contam inación. L a turbulencia tam bién se p ro d u ce por el g radiente vertical d e tem peratura. - L a superficie tem plad a de la tierra provoca que el áire caliente o «térm icas» se eleven, produciendo co m en tes en donde m asas de aire asciendan y otras m asas frías desciendan. E ste m ovim iento turbulento se denom ina turbulencia térm ica o fuerza ascensional. L a oposición a esta fuerza p uede ocurrir en n oches frías d es pejadas, en donde el terreno irradia todo el calor. E l terreno se en fria y a su v ez se enfría el aire p o r encim a, originando que se hundan las corrientes. En la F ig u ra 8.12 se m u estra un perfil vertical típico de la tem peratura y la velocidad deL
496
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Figura 8.12.
Ejem plos de la variación de la temperatura y la velocidad de viento con respecto a la altitud.
viento. A m bos .varían sig n ificativ am en te en la capa lím ite atm osférica en tre la noche y el día.
8.9.1. Gradientes de temperatura ambiental y adiabático En las zonas m ás bajas de la tro p o sfera, la tem peratura d el am biente h ab itu a l m ente dism inuye con la altitud. L a v elo cid ad con la que la tem peratura d ism in u ye o gradiente se con o ce com o « g radiente de tem p eratu ra» * . E stos gradientes de tem peratura se m iden con u n a sonda g lo b o equipada c o n u n term óm etro, que cuando éste se lib e ra m id e la tem p eratu ra de la atm ó sfera en su m ovim iento ascendente. E ste g radien te se conoce c o m o «gradiente d e tem peratura am b ien tal», y varía de día a día, entre el día y la n o ch e y entre estacio n es. L a m ay o r parte del tiem po los grad ientes de tem p eratu ra am biental d ism in u y en con la altitud, pero puede h ab er ocasiones en que su c ed a lo contrario. El gradiente de tem p eratu ra de referen cia con el que se com para el g radiente de tem peratura am biental es el gradiente de tem peratura se c a adiabática (G T SA ). B ajo condiciones adiabáticas (sin g an an cia o pérdida de calo r), un volum en tem plado de aire ascendente se com porta c o m o un globo. E l aire en el interior de !,i parcela se expande d ebid o a que en su ascensión el aire q u e le rodea es menos, denso. Se expandirá hasta que su p ro p ia densidad se ig u ale con la del aire que ¡a rodea. El aire seco q ue se expande adiabáticam ente se e n fría a una velocidad de 9,8 °C/km o alrededor de 1 °C /100 m . E n la Figura 8.13 se m uestra la relación entre la variedad de posib les gradientes d e tem peratura am b ien tales y el g radiente de tem peratura adiabático seco co rrespondiente a las c la se s de estabilidad de Pasquill.
* «Lapxe rate», en la terminología anglosajona.
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
497
C la s e s d e P a sq u ín A A lta in e s ta b ilid a d B in e s ta b le C L ig e ra m e n te i n e s t a b le O N e u tra E L ig e ra m e n te i n e s t a b l e F E stab le
T e m p e r a tu r a (°C)
Figura 8.13.
Clases de estabilidad según Pasquill-Gifford: perfil vertical de temperatura.
8.9.2. Estabilidad atmosférica U na atm ósfera «neutralm ente estable» tiene lugar cuando el g rad ien te de tem pe ratura am biental (G T A ) es igual al gradiente d e tem peratura se c a adiabática (G T SA ) o lo que es lo m ism o la velocidad d e enfriam ien to es igual a ap roxim ada m ente 1 °C /100 m. E n e ste caso, si el volum en de aire se d esp laza en sentido ascendente o descendente, su tem peratura se ajustará a la de los alred ed o res. En cualquier nueva posición, no experim enta n in g un a fu erza que la in cite a ajuslar su posición nuevam ente. E s estable en su antigua posición y es estab le en su nueva posición. U na atm ósfera inestable acontece cuando el gradiente de tem p eratu ra am biental excede del gradiente de tem peratura seca adiabática, o lo q u e es lo m ism o la velocidad de enfriam iento en la ascensión e s'm a y o r a 1 °C /I0 0 m. E ste gra diente d e tem peratura m ás pronunciado incita u n a m ayor turbulencia térm ica. En este caso, si la parcela de aire se d esplaza en sentido ascendente (p o r turbulencia m ecánica o p o r co m e n te s cercanas a un edificio) se enfriará en su interior a aproxim adam ente 1 °C /100 m , de form a que se en co ntrará más tem p lad a que el aire alrededor. D ebido a la capacidad de flotación esta parcela co n tin u ará en su ascensión. Igualm ente, si la parcela se m ueve en sentido descendente (por co m en tes debidas a un accidente topográfico), es m ás frío y denso q u e el aire alre dedor y continuará hundiéndose. E sta condición se conoce com o «in estab le» con un gradiente de tem peratura «superadiabático».
^
498
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
^ ^ —
U na atm ósfera «estable» tien e lu g ar cuando el g radiente de te m p e ra tu ra am biente es m en o r q u e el g rad ien te d e tem peratura seca adiabática, o lo que es lo m i s m o la velocidad d e enfriam iento es m enor a 1 ° C /1 0 0 m .E l gradiente de tem peratura es m enos pronunciad o y de esta m anera responsable de un m e n o r núm ero de ^ turbulencias. U n a v arian te de e sta condición es la clase iso term a d o n d e no ex iste ■■ variación de la tem peratura co n re sp ecto a la altura. Si la parcela d e aire se des- W plaza en sentido ascendente, se en friará ella m ism a a razó n de ap ro x im ad am en te 1 “C /100 m. L a p arcela se en co n trará m ás fría que los alrededores y p o r tanto se ^ verá forzada a h u n d irse. Ig u alm en te, si la parcela d e aire se d esp la z a en sentido ^ descendente se cale n tará a ap ro x im ad am en te 1 °C /100 m . Se en co n trará m ás tem plada que los alrededores y d eb id o a la capacidad d e flote será fo rzad a nueva^ m ente hacia arriba. D e este m o d o , la p arcela de aire no se m o v erá ni en sentido ^ ascendente o d escen d en te desde la posición «estable». L a condición am bienta] se conoce com o « estable» con un g rad ien te de tem p eratu ra «subadiabático». W L a condición d e «inversió n estable» es u n a v arian te de un atm ó sfera estable. ~ E n este caso, la tem p eratu ra au m e n ta con la altitud. Si la p a rcela d e aire se m u ev e ***?- en sentido ascendente se enfriará en aproxim adam ente 1 °C /100 m. Se en co n trará ^ m ucho m ás fría q ue lo s alrededores, y estará fo rzad a a hundirse. S i la parcela de aire se m ueve en sen tid o descen d en te, se calentará a ap ro x im ad am en te 1 °C /100 W f m . Se encontrará m ás tem plada q u e los alrededores y debido a la capacidad de ^ flote se verá fo rz a d a hacia arriba. L a condición d e inversió n de tem peratura es u na condición m u y estable, fo rzan d o a los contam in an tes del aire a p erm an ecer atrapados en la atm ósfera d u ran te larg o s períodos. L a aparición d e las diferentes clases de estabilidad d epende d e las condicio^ nes m eteorológicas. E n la T abla 8.28 aparecen los porcentajes de tiem po de cad a ^ clase de estabilidad p ara dos lo calid ad es de Irlan d a (1980 a 1987). T íp icam en te en M anda se p u e d e n aplicar co n d icio n es neutrales d urante aproxim adam ente el 80 por 100 del tiem po. E s p ro b ab le q u e se den condiciones n eu trales cuando hay ^ cielos nublados. L a dispersión en este caso se ve a sistid a p o r la tu rb u len cia m ecá^ nica m ás que con la turbulen cia térm ica debido a q u e es u n a condición inestable. En la T abla 8.29 se relaciona la clase de estabilidad con la velocidad del viento. E stas clases se describieron anterio rm en te con las clases de estab ilid ad de P as-
Tabla 8.28.
Porcentaje del tiem po en cada clase de estabilidad (Irlanda)
r #
O currencia: observaciones h o ra ria s (% ) Clase ile estabilidad C ork 1980-1987;;::;
: © :.
. D ubiín 1963-1988
A
Altamente inestable
0,1
0,3
B
Inestable
1,7
2,2
C
Ligeramente inestable
5,0
5,7
D
Neutral
79,1
75,2
E
Ligeramente estable
6,S
8,6
F
Estable
7,3
7,9
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O S F É R IC A
Tabla 8.29. -i - Velocidad", del viento L :Ü¡0 {m!gY~
499
Clases de estabilidad de Pasquill
1i í j u - Radiación solar
H oras de noche Fracción cubierta de nubes ■
Fuerte
~ Moderada “
Débil
<2
A
A-B
B
2-3
A-B
B
C
> E
F
3-5
B
B-C
c
D
E
5-6
C
C-D
D
D
D
>6
C
D
D
D
D
> á ■.*■ r --
quill. A sim ism o dependen d e la fuerza de la radiación solar in c id e n te así com o la extensión de la cubierta d e nubes. Si Irlan d a p o see una ex ten sa cubierta de nubes con un aporte de ligero a m oderado de ra d ia ció n solar, se ap recia q u e la condición neutral es dom inante con unas velocidades d e viento entre los 3 y 6 m/s.
8.9.3 Variación de la velocidad del viento con la altitud L a velocidad del viento s é m id e a ú n a a ltu ra estándar de 10 m y se denom ina U in. L a velocidad d e l viento vaina con la altura, desde un valor m ín im o nulo en la superficie del terreno h asta un valor m áx im o a alguna altura p o r encim a d e la influencia de los edificios y la topografía. A é sta se le d enom ina Um y la altura a la que se m ida depende del terreno. En u n a reg ió n rural la Um se encuentra a una altura de unos 250 m, m ientras que la co rrespondiente altura p a ra una zona u rb a n a es m ayor que 500 m . P ara determ inar U„ velocidad del v ien to a cualquier altu ra se em plea algunas veces la ley de sem ejan za de la p o te n cia
Ur = U„ d onde
(8.9)
U , = velocidad d el viento (h o rizo n tal) a una altura z (necesaria) Ul0 = velocidad del viento a 10 m Z = altura Z (altu ra superior de la chim enea) Z )0 = 10 m p = exponente
El exponente p varía con el terreno y tam b ié n con la clase de estabilidad, desde aproxim adam ente 0,1 a 0 ,4 . En la T abla 8.30 se muestran alg u n o s valores típicos urbanos/rurales. Z ^ es la altura de la c a p a lím ite, habitualm ente unos 250 m en áreas rurales y unos 600 m en áreas urbanas. S e em plean otras expresiones para la
1^500
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Tabla 8.30. - - Ciase de . j _esta'bibdad
Exponente p en perfiles de baja velocidad
¿-Terreno, ru ra l:: claro
A-B-C
0,07-0,10
D
0,14-0,16
E-F
Bosque Z „ = 400 m _
.L iv e rp o o l__ _uibano _ -
. . . Urbano.. . = 500 m •
0,15-0,2 0,21
0,28
0,4
0,21-0,33
0,2-0,33
Adaptado en parte de Stem, 1976
^ v e l o c i d a d y altura del viento y se debe re c u rrir a Seinfeld (1986), S te m (1976) y IgpH aim a et al. (1982) E je m p lo 8.9. U sar la ecuación de sem ejan za de p o ten cias p a ra perfiles de . v e l o c i d a d bajos para d eterm in a r U20, U50, U i00, Ula0 si U ]0 = 5 m /s y el terreno se ^ e n c u e n t r a en los lindes e n tre el cam po y la ciudad. ^
Solución: S uponer estab ilid ad clase D — n eutral— . D e la ta b la 8.30, suponer — 0,2
^
*
m *
t/ , : . U \
j f f jo / 0,2
U2Q = 5
= 5,75 m /s
f 5 0 \ ° ’2 U50 = 5 ( j g J = 6,9 m /s A 0 0 \ ° '2 Uwa = 5
[
l o
)
=
1 ’9 m / s
/200\w
(lo )
=9'ln,/s
E s im portante hacer n o ta r q u e m ientras q u e U. aum enta con ]a altitud, sólo lo hace de un 15 a un 80 p o r 100 en este e jem p lo con u n a v ariació n de alturas entre ¡ríos 20 y 200 m etros.
8.9.4. Variación en la dirección del viento con la altitud ^ U n a serie de gráficos q ue rep resen ten la direcció n del v ien to de un penacho a lo largo del tiem po nos m o stra ría que su dirección m edia es lo n gitudinal. Sin em % ?bargo, a esto se le so b rep o n e u n a dirección lateral fluctuante. A esta fluctuación se le denom ina « desviación estándar de la d irección lateral del viento». E n la ^ F i g u r a 8.14 se define este con cep to . V aría con la clase d e estab ilid ad atm osférica
CO N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
Figura 8.14.
501
Definición de las desviaciones estándares de la dirección del viento at y
y en menor medida con la altura. Obviamente, a mayor inestabilidad, mayor será la desviación de la dirección lateral del viento, a„. Ésta se muestra en la Figu ra 8.15 en donde varía entre aproximadamente 0 (estable) hasta 25 °C (inestable). De la misma manera, la dirección de viento definida en la Figura 8.14 tiene una componente vertical de desviación estándar av.Ésta se muestra en la Figura 8.16 como varía entre 0 (estable) a 15-25 °C (inestable). Nuevamente a varía con la altura. Las magnitudes de
Desviación estándar de ta dirección lateral del viento c, (deg)
Figura 8.15. Variación vertical de ia desviación estándar de la dirección late ral del viento as (adaptado de Seinfield, 1986. Copyright © 1986. Reim preso con autorización de Jo h n W iley & Sons).
502
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
i f (deg)
Figura 8.16. Variación vertical de la desviación estándar de la dirección ver tical del viento at (adaptado de Seinfield, 1986. Copyright © 1986. Reim preso con autorización de John W iley & Sons).
tacto con la superficie de] terreno. La capacidad de flotación o turbulencia térmi ca no cambia con ]a altitud para condiciones estables o neutrales, pero aumenta significativamente, con la altitud en condiciones inestables. Las turbulencia me cánicas impactan mayoritariamente en condiciones muy estables a bajas alturas. Y se agota en cotas por encima de los edificios o accidentes topográficos, por encima de los cuales el mecanismo de turbulencia es la flotación.
8.9.5.
Gradientes de temperatura y dispersión
Si el perfil de la temperatura ambiente es conocido (o lo que es lo mismo el gradiente de temperatura ambiente) y se compara con el gradiente de temperatura adiabática, es posible estimar la evolución de la emisión del contaminante atmos férico. Las emisiones de chimeneas producen penachos que pueden variar con la clase de estabilidad atmosférica. Ei. 'a Figura 8.17(a), el gradiente de temperatura inestable o superadiabático provoca un penacho caracterizado por una elevación longitudinal en forma de lazo. D e la figura 8.16 se aprecia que es ~ 2 0 °C para la condición inestable. Sin embargo el valor de av puede ser verticalmente ascen dente o descendente en un instante en particular de forma que el penacho sea forzado en ambos sentidos por turbulencias térmicas. En la Figura 8.17(b) el gradiente de temperatura neutral del ambiente produce un penacho que se carac teriza por su elevación longitudinal en forma de cono. En términos de dispersión vertical, a es ~ 5 DC como se ve en la Figura 8.16. Esto ocasiona una dispersión vertical reducida en ambas direcciones verticales tanto ascendente como descen dente. El penacho posee muy poca probabilidad de impactar con el suelo en las proximidades de la chimenea, pero lo hará a cierta distancia a sotavento, depen diendo en altura de la chimenea y la topografía. En la Figura 8.17(c), el gradiente
CO NTA M IN AC IÓ N A T M O SFÉ R IC A
503
la)
Ib)
■i
i
(c) ?
Ventilador
- Figura 8.17.
Penachos de chim eneas para diferentes clases de estabilidad: (a) inestable, (b) neutra, (c) estable.
de temperatura ambiental estable produce im penacho con una elevación longitu dinal característica en forma de ventilador. La dispersión vertical es casi nula debido a que cr^ es 0 °C, de la Figura 8.16. Discontinuidades en la estabilidad atmosférica En la figura 8.18 se mues tran las tres posibles discontinuidades en el perfil vertical de temperaturas. Cerca del nivel del suelo, en las noches claras de invierno, la tierra irradia su calor al exterior, provocando que el aire que se encuentra cercano al suelo sea más frío que el aire de encima. Las inversiones nocturnas empiezan al atardecer cercanas al suelo y se extienden verticalmente a medida que la noche progresa. La inver sión desaparece pues durante el día. En la Figura 8.1 S(a) se muestra el perfil de una inversión térmica muy estable por debajo de la boca de la chimenea y condi ciones neutrales por encima. En este caso existe una mezcla suave en dirección vertical por encima de la discontinuidad. Por debajo de la discontinuidad, no se .produce la mezcla y el penacho permanece en la zona superior. Tales penachos son denominados de flotación. En la Figura 8.18(b) se muestra un perfil con unas condiciones casi neutrales por debajo de la boca de la chimenea y una inversión térmica muy estable por encima. Esta última inhibe cualquier tipo de mezcla por encima de la altura de la chimenea, m ie ntras que cerca de las condiciones neutra les y por debajo de la parte superior de la chimenea se favorece la mezcla hacia abajo en la dirección vertical. De este modo, el penacho impacta contra el suelo a cierta distancia aguas abajo’1’. Tales penachos se denominan «atrapados». En la
La terminología «aguas abajo» en movimiento de aire debe entenderse como «sotavento».
ff ff ff ff
504
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L A d ia b á tic a (G T A S )
(a)
(b)
z
P e n a c h o a tr a p a d o
le) z
P e n a c h o d e fu m ig a c ió n
Figura 8.18. Penachos de chim eneas para diferentes clases de inestabilidad: (a) inversión térmica por debajo, neutra por arriba, (b) inversión por arriba, neutra hacia abajo, (c) inversión por arriba, neutra hacia abajo.
Figura 8.18(c) se muestra un perfil de un penacho que resulta al haber condicio nes neutrales por debajo de la boca de la chimenea y una inversión térmica por encima. L a discontinuidad está más próxima al terreno que en el caso de ía Figura 8.18(b). Esto da lugar a que el penacho impacte sobre el terreno a una distancia más próxima de la chimenea. Tales penachos se denominan «de fumigación».
8.9.6. Efectos del terreno en la dispersión Algunas veces puede requerirse la investigación de la dispersión de un contami nante a lo largo de una variedad de terrenos de distinta topografía, entre los que se incluyen: • Islas térmicas • Interfases tierra/mar 9 Valles y laderas Una isla térmica puede ser natural o provocada por el hombre. Por ejemplo en un núcleo poblacional urbano el calor se absorbe y se irradia a unas tasas mayores
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
505
que en los núcleos rurales. Se provocan corrientes' verticales de convección que se imponen a la condición meteorológica que prevalezca. De esta forma, se redu ce la estabilidad atmosférica a lo largo de esta topografía y los penachos de chi meneas urbanas tienen mayor probabilidad de impactar más rápidamente en el terreno que en penachos de áreas rurales. En la zona costera, las corrientes de convección poseen un sentido de rotación contrario entre el día y la noche. Por la noche, la tierra se enfría más rápidamente que el mar, por lo tanto el aire frío asciende desde el nivel de la costa hacia las zonas más templadas sobre la superficie del mar debido a su capacidad de flote. Se establece de esta manera una comente circulatoria que tiene sentido contrario durante el día. En las zonas costeras se produce una comente nocturna inversa que puede dar lugar a los denominados penachos de fumigación. Los valles producen sus propios microclimas. En los valles donde se asientan ciudades se producen características únicas para la dispersión de los penachos. Las laderas de los valles se calientan por radiación solar y éstas sobre todo por 1a noche desprenden este calor siendo captado a su vez por el aire fresco del valle, estableciéndose unas comentes de convección. En la ausencia de viento a través del valle, la dispersión de los penachos 110 ocurre tan frecuentemente como en terreno abierto. Las comentes por convección de los valles entonces provocan que los penachos queden atrapados, aumentando el impacto de los mismos en el suelo.
8.10. D ISPERSIÓ N ATM O SFÉRIC A El ejemplo de dispersión de un penacho desde una chimenea es conveniente para examinar la dispersión atmosférica, aunque puede haber otros ejemplos de interés tales como: emisiones accidentales desde tuberías y ventilaciones, emisiones de tubos de escape, penachos de incendios o explosiones y emisiones de vertederos. En el esfuerzo de predecir las concentraciones de contaminantes en un punto y alejadas del foco, muchas técnicas de modelos matemáticos para estimar la cali dad del aire se han desarrollado. Entre éstas se incluye: • Modelo ® Modelo • Modelo o Modelo • Modelo
gaussiano numérico estadístico empírico físico
Tradicionalmente, se empleó el «modelizado físico» mediante túneles de viento. Sin embargo, únicamen*: unos pocos centros de investigación en el mun do habían diseñado correctas:. estos túneles de viento para investigar los pe nachos contaminantes en las urbes. Los modelos de túneles para las áreas urbanas debían de ser de un tamaño adecuado para evitar los efectos de escala y representai- apropiadamente las variaciones en la velocidad vertical y perfiles de tempera tura. Los modelos físicos son deseables en emisiones de varios focos sobre terre nos de topografía compleja.
506
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Las técnicas «estadísticas o empíricas» se emplean si la información sobre procesos físico-químicos es inadecuada para satisfacer los datos de partida de un modelo matemático numérico o gaussiano. Estas técnicas tenderán a producir una información que nos asista en la comprensión del fundamento del problema de ¡a calidad del aire. Tal evaluación puede precisar de un control de datos para servir de ayuda al entendimiento del problema. Con el «modelizado numérico» es necesario la resolución de ecuaciones de conservación de materia, energía y cantidad de movimiento tridimensionales. Se mejante capacidad de modelizado es la más deseable aunque aún no está disponi ble. Esto se debe a la complejidad de las ecuaciones relativas a fenómenos de transporte de fluidos y masas, en particular los términos de flujos turbulentos de estas ecuaciones, que aún no son susceptibles de solución. E l modelo «gaussiano» es la técnica mayori tari ámente empleada para la.esti mación de contaminantes no reactivos (U SEP A , 1986). E l modelo gaussiano se encuentra lejos de ser exacto ya que algunas de las suposiciones del mismo com prometen a la exactitud. Entre estas suposiciones se incluyen: 1. N o existe variación ni en la velocidad ni en la dirección del viento entre el foco y el receptor. 2. Todo el vertido permanece en la atmósfera de manera que no reacciona ni se deposita en forma de lluvia o partículas. Cualquier penacho que impacta en el terreno rebota en su totalidad. 3. L a dispersión no ocurre en la dirección descendente del viento. Única mente tiene lugar en las direcciones verticales y horizontales del viento. L a dispersión es estocástica y describe exactamente una distribución de Gauss.
8.10.1.
Características de penachos de chimeneas
En la Figura 8.19 se representa el perfil de concentración de un penacho que se eleva, procedente de una chimenea con altura H s.E l contaminante se emite con un caudal Q y una velocidad de salida W. El penacho gana en altura debido a su velocidad y flotabilidad antes de desplazarse en la dirección aguas abajo (sota vento) debido al viento que prevalece por las condiciones atmosféricas. La ga nancia en altura se denomina elevación de penacho AH. L a altura efectiva de penacho resulta:
H c = H s+ A H A medida que el penacho progresa en la dirección aguas, abajo, se asume que su perfil de concentración por difusión adquiere una distribución gaussiana. Si la condición atmosférica es neutra entonces se desarrollará un penacho en forma de cono. La concentración en la línea central del penacho será máxima a una distan cia cercana del foco emisor y disminuirá en la dirección aguas abajo. A medida que la distancia aguas abajo aumenta las extremidades del penacho pueden im-
CO N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
Figura 8.19.
507
Esq uem a de elevación del perfil de concentración de un p e nacho.
pactar sobre el terreno tal y como se muestra en la Figura S.19. Si el desarrollo del penacho se efectúa en las tres dimensiones, el modelo que predice la dispersión del penacho tendrá en cuenta los cambios en los tres ejes x, y y z. La concentra ción de un contaminante en cualquier punto es tal que:
CQc,y,z) o z ^ Q G i
{U es
la velocidad del viento)
(8.10)
Q
(Q es
el caudal de emisión)
(8.11)
G
(G es la curva de Gauss normalizada en el plano vz)
(S.12)
8.10.2. La distribución gaussiana En la Figura 8.20(a) se representa la curva normal (gaussiana), empleada para caracterizar un suceso gobernado por la probabilidad. La altura central en el eje de ordenadas se denomina «media» y el ancho de la curva se describe en «desvia ciones estándar». Por ejemplo el 68,3 por 300 del área total por debajo de la curva se encuentra dentro de «una» desviación estándar a partir del centro, el 95,5 por 100 corresponde a «dos» desviaciones estándar y el 99,75 por 100 corresponde a «tres» desviaciones estándar. La distribución de Gauss en la dirección lateral y se describe por la expresión:
508
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
(a) T íp ica
{b) V a ria c ió n d e a
Figura 8.20.
Curva de distribución norm al (gaussiana).
Análogamente en el eje de la z: G. =
exp
A medida que la distancia aguas abajo se incrementa, la concentración pico en la línea central disminuye ya que el penacho se ensancha en las direcciones z e y. En la Figura 8.20(b) se indica que el valor aumenta a medida que la distancia a partir del foco emisor aumenta. L a Figura 8.21(a) es una gráfica de la evolución del penacho en tiempos diferentes. En cualquier instante, el penacho presenta un contomo serpenteante. A los 10 minutos o 1 hora, el contorno se extiende y con él, la concentración pico de la línea central disminuye, tal y como se muestra en la gráfica de la Figura 8.21 (b).
(a) V ista e n p la n ta
Figura 8.21.
(b) C o n c e n tra c ió n rela tiv a
Desarrollo de series de tiem po de un penacho (según Seinfield, 1986).
509
CO N TA M IN A C IÓ N A TM O SFÉRICA
8.10.3. Ecuación de la difusión La concentración de un contaminante en un penacho en cualquier punto Duede calcularse con la ecuación de difusión siguiente:
C (.v, y,z) =
2nay(j,U
1
exp
L
x= 0 y= 0 Z-Q
Para el sistema de coordenadas:
(8.13)
exp
2 U.
x, y o z
en el foco (chimenea) en la línea central del penacho en el terreno
Si la altura efectiva del foco emisor es H , entonces la coordenada 2 en la línea central del penacho es (z - H ), donde z se mide a partir de ia cota del terreno:
C(x, y , z) =
Q
2navaJJ
.
exp
1(2 2
1
exp
la .
fz~ H Y
(8.14)
" 2
En el supuesto de conservación de masa, de que todo el contacto del penacho con el terreno es completamente reflejado, debe añadirse un segundo término para tener esto en cuenta. En la Figura 8.22 se muestra esto esquemáticamente. Luego la Ecuación (8.14) se convierte en:
C{x,y, z) =
Q 2narazU
exp
exp V/
+ exp
_
I f z - H\r o
\_[z + H Y
(8.15)
'2
Las unidades apropiadas son:
Q
= cualquier propiedad por unidad de tiempo, por ejemplo, kg/s, m3/s
C = cualquier propiedad por unidad de volumen, por ejemplo, kg/m3, m 3/m3 o ppb <7 ,,,
a.= coeficientes de difusión, en m, en función de la distancia x aguas abajo
En las Figuras 8.23 y 8.24 se encuentran las curvas Pasquill-Gifford para los coeficientes a y o.. A partir de estas gráficas se obtienen los valores de estos parámetros conociendo la distancia aguas abajo x y el criterio de estabilidad. El mayor interés radica en el conocimiento de la concentración a nivel del terreno (z = 0), así que la Ecuación (8.15) se reduce a:
C(x, y , o)
=
Q naM .U
exp
1 /V _~2
k
exp
1 ~2
bJ.
(8 .1 6 )
510
INGENIERÍA AMBIENTAL
Figura 8.22.
S is te m a d e c o o rd e n a d a s y reflex ió n so b re el te r r e n o del d e s a rrollo d e u n p e n a c h o .
La concentración máxima a nivel del terreno se encuentra en la línea central del penacho, )> = 0, de manera que:
C (x , o, o) =
r
q
_ rr exp n a va.U
i 2
(8.17)
\a
8.10.4. Emisiones a nivel del terreno La Ecuación (8.15) para las emisiones a nivel del terreno, tales como fuegos o explo siones o gases fugitivos o emanaciones gaseosas de vertederos, se convierte en:
C (x , y, z)
naya .U
1
exp
í y _ ^ 2'
exp
'2 U ,
2 1(7.,
(8.18)
Para concentraciones a nivel de terreno, z = 0:
C ( x ,y , o) =
Q
1 y 1 \a .
exp
T C U ..O .U
(8.19)
La concentración máxima al nivel del suelo a lo largo de la línea central del penacho donde y = 0 se expresa como: C (x, o, o ) =
O n a va ,V
( 8 .2 0 )
511
C O N TA M IN A C IÓ N A TM O SFÉ R IC A
10' *
>
s
/ / / / tf / / r t / V / / y/ / / / /
2
✓
¿
103
7*'
b
C
ü
/ / /
t•O
2
'l/J cu
c.
Ü5 '"O 0) ■o 0> c 0) [u o> o
u
/■
y
X
✓
f/ / / / / / / / /* / / / / / / / '/ y /
^
/
5.
y/
/V / /V 2 / V / /
/ /
/ /
/ / // //
/
* / / f // / // / / / /s s y / / / / / / /.
5
O
y
~7 /
y
ro ' /
i/
1/
y .f/ / / fv, / / ' / /
/
/
A
/
A¿ E xtrem adam en te inestahl ft
B: M o d erad am en te inestable C: L igeram ente inestable C : N eu tro
y< :N0derae ám enle estab c
/
F
K V/ y^r/ "✓ / / / /
101
4 x 10°
10
*
103
5
2
10
<
105
Distancia de la fu e n te (m)
H gu ra 8.23. Correlaciones para cybasadas en las ciases de estabilidad A-F de Pasquill (Gifford, 1961). Éstas son las denom inadas curvas de Pasquill-Gifford.
Ejemplo 8.10. El fuego en un vertedero emite 3 g/s de N O (. Determinar la concentración de N O t a 2 kin aguas abajo si la velocidad del viento U w = 5 ni/s y la dase de estabilidad es D. ¿Cuál es la concentración máxima a nivel del terreno y también a 50 m sobre del terreno?
Solución: C ( a -,
o
, o) =
Q noya.U
(S.20)
De las Figuras 8.23 y S.24, para x - 2 Ion crv = 150 m
a. =
50 m m
512
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
3 x 103 /
/
2
/ 103
/ . 1. +---
-4 — 7- — r
...... 7 -~ y
/
y
/
y
,
/
!
/
/
/
/
y
£
)
t
10 *
a
s "
/
a*
j
y i
5
/ -
D ' /
y
s / /
/ v
Y ,* /
'
s
s ^
Fl
*
/ y
/ -7^----- , /-— r / / . / / / y /
—"■
y
y /
-r
■7"
/
/ <>
- 1 M o d e ra d a m e n te i n e s ta b le L L ig e ra m e n te in e s ta b le n : N e u tro
/
. E L ig e ra m e n te e s ta b le F M o d e r a d a m e n te e s ta b le
10 ° 102
5
103
2
5
10*
105
D ista n c ia d e ia f u e n t e (m)
Figura 8.24. Correlaciones para o2 basadas en las clases de estabilidad A-F de Pasquill (Gifford, 1961). Éstas so n las denom inadas curvas de Pasquill-Gifford.
Por tanto C(x - 2 km, y = 0, z = 0) =
C(.v, y = 0, z = 50 ni) =
3 x 106
n x 1.50 x 50 x 5
Q
n a yo J J
; exp
25,5 ng NO,./m3
■ ifé
3 x 106
n x 150 x 50 x 5 = 15,5 /¿g N O t/m 3
exp 2 W
C O N T A M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
513
3.10.5. Elevación del penacho Cuando una chimenea o foco emite un penacho contaminante, lo hace con una velocidad de salida. Esta velocidad de salida (cantidad de movimiento) y la flota ción fuerzan a la emisión en sentido ascendente hacia la atmósfera antes de ad quirir la dirección de viento predominante. La altura de esta ascensión se denomina elevación del penacho, AH. Briggs (1969) revisó el fenómeno de la elevación del penacho y empleó muchas fórmu las y métodos para determinar AH. L a elevación del penacho puede tener un efecto en las concentraciones finales a nivel del terreno, reduciéndolas signifi cativamente. La elevación del penacho aumenta la altura efectiva de la chimenea entre un 10 y un 200 por 100. Los primeros trabajos sobre la elevación del pena cho dieron lugar a ¡as fórmulas de Holland u Oak Ridge (U S Weather Bureau, 1953):
1,5
donde
+ 2,68 x 10-2P
T
-
Vs=
velocidad de salida en la chimenea, m/s
rs=
r-adio de la boca de chimenea, m
U = velocidad P
T
(8 .21)
del viento, m/s
= presión atmosférica, kPa
Ts= temperatura
de la chimenea, K
T„ = temperatura del aire, K En esta ecuación se incluyen términos tanto para la cantidad de movimiento como para la flotación, estando este último basado en el análisis de fotografías de penachos llevadas a cabo en Oak Ridge. Desde entonces han aparecido otras muchas fórmulas y las recomendaciones de Briggs (1969) son de lo más com pletas. Para condiciones «neutrales» o «inestables» (estabilidades A -B -C o D): Para x <
xf: AH
donde
1 .6
= -
F' U
( 8 .22 )
xf- distancia aguas abajo a partir de la cota máxima de la elevación penacho, m
U
= velocidad del viento en la boca de la chimenea, m/s
F
= parámetro del flujo por flotación
del
514
INGENIERÍA AMBIENTAR
Entonces .2 (Ts
* *»
(2,16F°-4H°'6
__
para
'V “ (674a4 Para
(8.23)
para
H s< H s>
305 m
(8.24)
305 m
(8.25)
x > x¡\ 0,4 + 0,64 - + 2,2 x> vx
U
^
4 /3
m /s
y
^ ^
Ta)
1 + 0,8 - ¡ X
(8.26)
Para centrales térmicas de combustibles fósiles de más de 20 M W (Briggs, 1969),
r\ 6Finx2/3 - — — J—
Mp
para x < 10 .H.s
(8.27)
AH - J
*“
'
w ry y
p3r a i > i o « ,
<8.28)
Para condiciones «estables» (E-F): m
f F \
*
AH=2' V
lgff donde IMMÍ
* 4gp
S es
i»
J
(8-29)
un parámetro de estabilidad: í?
I AI
\
s - r ( s , l 0 , 'c ' - )
<**>
*
Ejemplo 8.11. Para la central térmica de 915 M W de los ejemplos anterio res, calcular la altura efectiva de chimenea bajo condiciones tanto neutrales como inestables, empleando (a) la ecuación de Holland, y (b) la ecuación de Briggs. Si
w
en condición estable es tal que
W
penacho empleando la ecuación de Briggs apropiada.
^ ^
— - 2 °C/km, Az
determinar (c) la elevación del
Radio de boca de la chimenea = 4 m Altura de chimenea = 250 m Temperatura ambiente = 20 °C (293 K )
íy ^
Velocidad de salida del gas = 15 m/s Temperatura de salida del gas = 140 °C (413K) Presión atmosférica = 100 kPa (1000 mb) Velocidad del viento en la boca de la chimenea = 5 m/s
CO N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
515
Solución: (a)
Ecuación de Holland: 2 Vj
AH = ■
U
T,
2 x 15 x 4
(b)
1,5 + 2,6 x ÍCT2
) '413 - 293 = 181 m
413
Ecuación de Briggs para condiciones neutrales e inestables:
\,6F'nxf AH = ■ U
_
F = SV/s( ~ ^ j
= 9,81 x 15 x 42( - - 341-3-
xf= 2,16FM H°'6 =
2,16 x 684o’4 x 250a6 = S07 ni
AH =
1.6
3Nl = 684 m4/s3
x 6S4'/3 x 807J/3 = 244 m
Por tanto para condiciones neutras o inestables, las ecuaciones de Briggs dan A H = 244 m. (c)
Para condiciones estables
S = i
( +
TÁAZ
A # = 2,4
(E o F) tenemos
la Ecuación (8.29)
0,01 I = (0,002 + 0,01) = 4 x 10-4 7 293 684
5 x4 x
1
o- 4
168 m
Se puede apreciar que la elevación dei penacho es aproximadamente del mismo orden que la altura de la chimenea. Ejemplo 8.12. Una central térmica de 915 M W con un factor de carga de 72,5 y un rendimiento del 40 por 100 emplea carbón como combustible. El car bón tiene un contenido en azufre del 1 por 100 y una capacidad calorífica de 30 MJ/kg. La altura de la chimenea es 200 m con un diámetro en la parte superior de 7 m. Si prevalecen condiciones neutrales, determinar la concentración máxima en el terreno de S 0 2 a 1, 10 y 100 km de la planta. Ul0 = 4 m/s, T= 150 °C, Ta = 20 °C y V, = 15 m/s.
W
516
INGENIERÍA AMBIENTAL
Solución: 915 M W de p o te n c ia = 3.294 x 103 M J/h 3.294 x 103 x 0,725 C arbón dem an d ad o = -------- — — —---------- — 199 t/h 0,4 x 30 A zufre al 1 % =
100
x 199 = 1,99 t/h
D ió x id o de azu fre S 0 2 = S + 0 2 M asa ató m ica
32
32
D ióxido d e azu fre = 1,99 t/h + 1,99 t/h = 3,98 t/h T asa de em isión d e S 0 2 = 1,1 lcg/s V elocidad del vien to en la b o ca d e la ch im en ea Us = _
/
y
£/,J—j
P a ra un terreno ru ral./; ~ 0,16
/ 200\0,16
U, = 4( —
^
I
= 6,5 m /s
Elevación del p en ach o p o r la fó rm u la de B riggs:
W m
Flujo por flotación:
F = gVs,j ( ~ r ^ j = 9,8 x 15 x 3,52
= 553 m 4/s3
D istancia a 1a elevación to ta l d e penacho:
^ f ¡p
** (Ü ^ ^ ¡üp
= 2,1 6 F n'4H°-6 = 2,16 x 553o'4 x 200o'6 = 648 m Para x = 1 km : , rr l ,6 F mx f 3 1,6 x 5 5 3 m x 648w A H = ■ — ■ J = -------------------------- = 150,5 m Ut 6,5 .
Para x = 10 km (> 10H S): lrr 1 ,6 F 1/3 x (10H v) m 1,6 x 5 5 3 1/3 x 2 .0 0 0 3'3 AH = -------------- ------------;— = ------------— -------------= 320 m
Para x = 100 km: Á H = 320 m
CO NTA M IN AC IÓ N A TM O SFÉ R IC A
517
Concentración máxima a nivel del terreno a 1, 10 y 300 km; C (x, y = 0, z = 0) = ■
1 íh Y
Q
■nayaJJ; exP
H = H s+ AH
a l km:
2
= 200 + 150 = 350 m
De las Figuras 8.23 y 8.24:
av=
75 m
a. =
33 m
Por tanto
Cix =
1 km) =
I (}^r
1,1
%x
■exp 75 x 33 x 6,5
H = 200 +
a 10 km:
2
= 8,2 x 10-2' /¿g/m3
I I 3"
320 = 520 m
De las Figuras 8.23 y 8.24: Oj. = 550 m
a. =
140 m
Por tanto
C (x - 10 km )
1,1 exp _ I f 5 2 0 ? 71 x 550 x 140 x 6,5 . 2 V1 4 0 /
a 100 km:
= 0,71 /(g/m3
ff= 5 1 1 m
De las Figuras 8.23 y 8.24: cr,. = 4.000 m
a. =
450 m
Por lo tanto
C(.v = 100 km) =
1,1
nx
4.000 x 6,5
exp
1 í 520V '
'2 V450; _
= 15,3 /./g/m3
Recordar que el estándar de la O M S para Ja concentración de SO ; en e] aire ambiental se encuentra entre los 40 /¿g/m3 para un tiempo de exposición de 1 año a 500 /.(g/m3 para un tiempo de exposición de 10 minutos. En el ejemplo anterior,
518
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
si el penacho estuviera estrictamente bajo condiciones neutras, existiría un im pacto negativo mínimo sobre el paisaje local alrededor de la central. Condiciones atmosféricas diferentes unidas a la lluvia producirían un resultado muy diferente. Según el resultado del ejemplo anterior la concentración máxima a nivel del te rreno aumenta a medida que crece la distancia del foco. Uná chimenea de 200 m de altura se considera alta asegurando así una dispersión máxima en la atmósfera antes de que el penacho tome contacto con el terreno. Sin embargo, pueden cam biar tanto las condiciones atmosféricas como las características de la emisión que tengan un efecto negativo al contrario del previsto en unas condiciones ideales. Estos efectos por parte de la emisión se examinan en la siguiente sección. E l lector debe referirse a Tumer (1970) para ejemplos resueltos con mayor detalle. Asim ism o se aconseja al lector que represente los datos calculados en una gráfi ca a efectos de estimar la distancia aguas abajo en donde existirá la concentración máxima en el nivel del suelo. Ejemplo 8.13. Determinar la altura de chimenea para una emisión industrial de 150kg/día de 1,2-diclorometano (C 4H 4C12) si existe un complejo residencial situado 1,5 km aguas abajo y el límite de concentración en el ambiente no debe superar los 700 ¡ig/m3.E l 85 por 100 del tiempo prevalecen las condiciones neu trales (D) y ésta debe emplearse como condición atmosférica de diseño. Las ca racterísticas son: Velocidad de salida del gas = 15 m/s Temperatura de salida del gas = 150 °C Diámetro de la boca de la chimenea = 3 m Temperatura ambiente = 20 °C
U¡0 =
4 m/s (suponer
Us ~
6 m/s)
<2 = 150 kg/día = 1 ,7 g/s
Solución: De las Figuras C(x =
8.23 y 8.24, a 1,5 km, c r = 100 m y
1,5 km,
y=
0,
z=
0) =
itayo,U
1,7
700 x 10~6 = ■
n x 100 x 33 x 6
exp
exp
exp
= 25,6
m 1 exp
H2 =
(H_\2
2 l 33
2 5 ,6
2 . 1 7 8 I n 2 5 ,6
1
a.=
33 m. Por tanto
1
ÍH\r
2
yu,
ÍH\2~
2 Va.
C O N TA M IN A C IÓ N A T M O SFÉ R IC A
519
Por tanto
H= El penacho efectivo
H
Resulta
H, ~
Para determinar
H s,se itera
=
gVA
T-T
H t=
D0m:
AH=
Si
H s=
30 m:
AH=
Si
H ¡=
10 m:
AH=
Si
H s=
30-60 m
1,6F''3 x (1 0 ÍQ 2'3 = ■
U
473 - 993 = 9,8 x 15 X 1,52 - - - - - - = 102
1.6 x 1021/3 x 1002/3 —1------= 111 m (demasiado alto) 1.6 x 1021/3 x lOO2'3 ---------= 52 m
H 15 m:
AH
1.6 x 102,/3 x 500M , s ---------= 156 m (demasiado alto) 3
Si
es decir
Hs+
= 84 m =
en la siguiente ecuación de Briggs:
AH F
84 m
= 10 + 52 = 62 m < 84 m (este caso demasiado bajo)
A H = 69 m H=
15 + 69 = 84 m
Por tanto La altura mínima de chimenea necesaria es H s= 15 m. Estos cálculos son elemen tales. Véase Seinfeld (1986) y Stern (1976) para referencias en más detalle.
8.10.6. Efectos del foco emisor sobre el comportamiento del penacho Las chimeneas de las centrales térmicas y plantas incineradoras son normalmente altas, tanto como muchas torres de ventilación de algunas industrias. Igualmente son altas las torres de refrigeración de vapor de agua (H,0) de las centrales térmi cas. En estos casos, las torres de ventilación son bastante más elevadas que el resto de los equipos y edificios de una planta a efectos de eliminar o reducir los efectos del foco emisor. Sin embargo numerosas industrias emplean conductos de ventilación cortos situados sobre tejados de edificios o chimeneas de calderas de baja potencia calorífica. En estas situaciones, al igual que en edificios comercia les y residenciales, estas emisiones de escasa altura son susceptibles de interferir
520
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
con los edificios ad yacen tes. E l térm ino «lav ad o descendente» se em plea p ara describir el fenóm eno q ue sufre un penacho al ser succionado en sentido descen dente después de su em isió n . E ste fenóm eno se pro d u ce si ex iste u n a zona de b aja presión en la estela de u n a ch im enea tal y co m o se m u estra en e l esquem a d e la F igura 8.25. Si V J U > 1,5 (donde Vs = velo cid ad de em isión e n la chim enea y U = velocidad horizo n tal del viento), n o rm alm en te no se d a el «lav ad o d escen dente». E n la Figura 8.26 se m u e stra la evolución d e las líneas d e flu jo alrededor de un cuerpo. El viento a m ed id a que incide sobre la fachada d e u n edificio flu y e tanto h acia arriba com o h a c ia abajo originándose un punto en esta d o de reposo en el m edio. En el tejado y fachadas laterales las líneas de flu jo se separan del edificio p o r las esquinas y se vuelven a ap ro x im ar aguas abajo. E n tre el punto de separación y el p u n to d e adherencia se d efine u n a zona de sep aració n o cav ita ción, con un flujo de aire p o co turbulento. Ig u alm en te en la fac h ad a que no se encuentra de cara al vien to (barlovento), las líneas de flujo se separan en las esquinas creándose o tra zo n a de cavitación de corta d istancia a g u a s abajo. N u e vam ente, en esta zona de. cavitación el rég im en turbulento es m u y pobre. P o r lo tanto existen alrededor del ed ificio diversas zo n as en d onde p u ed e n reunirse y concentrarse los contam in an tes del aire. E sos «puntos calientes» potenciales d e ben tenerse en cuenta a la h o ra d e situar las v en tilaciones in d u striales dándoles la altura apropiada p ara m in im iz a r el im pacto. E n la ubicación d e estos focos de em isión aguas a n ib a d e los edificios, se h a experim entado q u e si la altura d el foco p osee una altura su p erio r a 2 H y si H s> 2/3 H b el penacho ten d erá a elevarse por encim a de la fach ad a del edificio. P artes del penacho a u n as altu ras inferiores a 2/3 H h se quedarán atrap ad as en la zona de «lavado descendente» en el rem olino frontal de la parte m ás b aja del edificio. Si la altura del ed ificio (L) es baja, no h ab rá fenóm eno de ad h eren cia sobre el te jad o o las fach ad as y el penacho se reflejará sobre la zona de cavitación. Sin em bargo, si el ed ificio es alto, tendrá lugar la adherencia y se po d rán encontrar altas co n cen tracio n es en paites d el tejado y parte del p en ach o qu ed ará atrapado en la estela d el edificio. Si esto sucede, se producirá u n a recircu lacio n del contam inante a n iv el del suelo. N o r m alm ente se aplica un a reg la aproxim ada de q u e el foco e m iso r d e b e r m antener-
Figura 8.25.
Fenóm eno de «lavado descendente» — el edificio se encuentra a gu a s abajo de la chimenea.
CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA
521
m
Zona de separación
^PP
^^p| ^pp
R e a d h e re n c ia
l|^p
^^pi
^p
Figura 8.26.
Esq uem a de líneas de flujo alrededor de un cuerpo.
se a una distancia 2,5 veces la altura del edificio. Esta norma en muchos casos se , relaja. Briggs (1973) desarrolló métodos para evaluarlos efectos de los edificios sobre los penachos. ^^p DO
.11. PROBLEMAS 8.1.
8.2. 8.3.
8.4.
Una industria emite S 0 2 durante las 24 horas a unas concentraciones de 10, 60, 48, 57 y 11 ppm de lunes a viernes, durante el 2 al 6 de mayo de 1994. ¿En qué día se excede el estándar de 140 /¡g/m3? Si se encuentra metano en la atmósfera a 1,5 ppm por volumen, determi nar la concentración en ppm por masas. Si el total de masa de partículas en la atmósfera procedentes de todos los focos es 106toneladas y se asome que se distribuye enteramente dentro de una capa límite de 1 km de altura, calcular la concentración media en ppm. Prepare una tabla de los estándares de calidad del aire ambiental para los contaminantes de referencia dentro de la legislación de su localidad (co munidad autónoma o país) y compárelos con las recomendaciones de la Q M S (1987).
i^ p p
^^p
Iplp
522
8.5.
8.6. 8.7.
8.8.
8.9.
8.10.
8.11.
8.12.
8.13.
8.14.
8.15. 8.16. 8.17.
8.18.-
8.19.
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
En un m apa de su p a rte del m undo lo calice las centrales e léc tricas (exclu y en do las hidroeléctricas). Identifique el tipo de central b ie n nuclear-, gas, carbón u otra fu en te d e com bustible. D e la T abla 8.6, estimar- la cantidad de CO que em ite u n v eh ícu lo por kiló m etro. Si en Los Á ngeles ex isten 10 m illones de coches que re co rren 20.000 km al año, calcule la ca n tid a d de CO y N O , que em iten sobre la b a h ía de Los A ngeles. P ara u n a central té rm ic a de carbón im p o rtan te de su zona, calc u le la canti d ad anual de p artíc u la s, S 0 2 y C O ,. ¿Q ué tecn o lo g ía e m p le a e sta planta p ara el lavado de lo s gases? Si el com bustible d e la central del P roblem a 8.8 fu era gas, con una calidad d el gas del 98 p o r 100 de CH4, d eterm ine la cantidad an u al e m itid a de p artículas, S O , y C H 4. D el p lano de las c e n tra les eléctricas de su zo n a (o país) y con o cien d o la p o te n c ia total in stalad a, calcule la cantidad de C O , em itid a anualm ente. ¿C óm o afrontaría u n leg islad o r la red u cció n p ara el 2020 del 50 p o r 100 d e estas em isiones d e carbón? C alcu le la ev ap o ració n anual procedente del terreno de la zo n a del P ro b le m a 8.8. C om p are la s em isiones naturales de v ap o r de a g u a con las del hom bre. U se la ley de las p o ten cias para calc u lar y rep resen tar el p erfil de las v elocidades verticales tanto de u n a zona u rb an a com o de u n a zona rural p la n a si U ]0 = 8,5 m /s en am bos casos. D ib u je el perfil h asta lo s 100 m de altura. C om ente las diferencias entre am bos perfiles. C on respecto a la T a b la 8.28, determ ine p ara su zona los p o rcen tajes de p ro babilidad de c a d a u n a de las clases de estab ilid ad atm o sférica. ¿Cuál es la clase de estab ilid ad dom inante en condiciones desérticas? Si un día en p artic u la r estuviese despejado de nubes al m ed io d ía, co n una velocidad del vien to d e 1,8 m /s a 10 m p o r en cim a del n iv el del suelo, ¿cuál es la clase d e estabilidad? P a ra el P roblem a 8 .1 4 , determ ine la velocidad del viento a 180 m sobre el nivel del suelo. D eriv e la ecuació n del proceso de difusión si se asum e q u e no existe reflex ió n sobre el terreno. U na planta industrial tien e una tasa de.em isión de 0,11 k g /s d e S O , p ro ce dente de una c h im e n e a de 40 m de altura. L a velocidad d e salid a en la b o ca es de 10 m /s. L a tem peratura d e salida del gas es 100 °C y la tem pe ratu ra del am biente es 20 °C. C alcule la concentración a n ivel del suelo, a 0,1, 0,2, 0,5, 1,0, 1,5, 2 y 2,5 km a sotavento de la chim enea. D ibuje un p erfil longitudinal d e las concentraciones. P ara el Problem a 8 .1 4 represente la form a del perfil de co n centraciones p ara las clases de estab ilid ad atm osférica tanto altam ente in estab les com o altam ente estables. R azo n e sus respuestas. U n foco localizado en una zona rural em ite 0,5 k g de S O , p o r segundo p o r u na chim enea d e 30 m de altura. L a elev ació n del p e n ach o se asu
C O N TA M IN A C IÓ N A TM O SFÉ R IC A
8.20.
523
me que posee un valor medio de 20 m y la velocidad del viento a los 10 m es 4,5 m/s. Determine la concentración máxima a nivel del suelo en /¿g/m3. Para el Problema 8.17 determine la concentración máxima en ppm. ¿A qué distancia máxima aguas abajo ocurrirá esta concentración?
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN American Conference of Government Industrial Hygienists (1990). Advances in Air Sampling, Lewis Publishers. An Foras Forbartha (1987). EEC Emironmental Legislation. A Handbook fo r Irish Local Autliorities, AFF, Dublin. Benarie, M. M. (1980). Urban A ir Pollution Modelling, Mcmillan Press Ltd, New York. Briggs, G. A. (1969). Plume Rise, US Atomic Energy Commission. 'Briggs, G. A. (1973). Diffusion Estimates fo r Small Emissions, ATDL Contribution File 79, US Atomic Energy Commission. .Brookings, D. G. (1990). The Indoor Radon Problem, Columbia University Press, New York. Broome, J. (1992). Counting the C o sto f Global Warming, The White Horse Press, Cam bridge, UK. Brutsaert, W. (1982). Evaporation into the Atmosphere, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Holland. Carras, J. N. (1989). «Some implications of measurements of plumecharacteristics for Gaussian models», Journal o f Clean Air. May. Carras, J. N. and D. J. Williams (1984). Measurements o f plum e dispersión coefficienís during convective conditions at oarious sites around Australia. Proccedings of 8ih International Clean Air Conference, Australia. , Corbitt R. A. (1989). Standard Handbook on Emironmental Engineering, McGraw-Hill, New York. Davis, M. and D. Cornwell (1991). ¡ntroduction to Enoironmental Engineering, McGrawHill, New York. Duffy, N. and D. Cunningham (1992). Lectura Notes to Postgraduate Diploma in Environmental Engineering, University College Cork, Ireland. EC (1987). The State ofthe Environnient in the European Community, 19S6, EC Official Publication, Brussels, March. EC (1992a). Proposal fo r a Council Directive on the lncineration n f Hazardous Wastes, Com (92), Brussels, 19 March. EC (1992b). The State ofthe Environment in the European Community, Com (92), 23, Vol. III, Overview, Brussels, 27 March. EC (1994). Council Directive, 94/67/EC On the lncineration o f Hazardous Waste. OJ.L. 365. December. Fleagle, R. G. and ]. A. Businger (1963). An ¡ntroduction lo Atmospheric Physics, Acade mic Press, New York, 346pp. Gifford, F. A. (1961). «Use of routine meteorological observations for estimating atmos pheric dispersión», Nuclear Safen, 2, 47-51. Godish, T. (1988). Air Quality, Lewis Publishers. Hanna, S. R., G. A. Briggs and R. P. Hosker (1982). Handbook on Atmospheric Diffusion. US Department of Energy.
524
INGENIERÍA AMBIENTAL
Harrison, R. (1990). Pollution Causes, Effects and Control, Royal Society of Chemistry, London. Heffron, J. J. (1993). A review of the toxicity of dioxins and furons, Proceedings of lst Irish Atmospheric Conference, University College Cork, Ireland, February. Henry, J. G. and G. W. Heinke, (1989). Environmenial Science and Engineering, PrenticeHall, N.J., USA. Heskith, H. E. and F. L. Cross (1989). Odor Control Including Hazardous/Toxic Odors, Technomic, Lancaster, PA, USA. HMSO (1989). Dioxins in the Environment, Pollution Paper 27, HMSO, London, HMSO (1992). Dioxins in Food, Food Surveillance Paper 31, HMSO, London. Institution of Engineers Ireland (1989). «Industry and the environment», Proceedings of Conference, Cork, February. Jackson, M. H., G. P. Morris, P. G. Smith and J. F. Crawford (1990). Environmental Health Reference Book, Reed Intemational/Butterworth, Heinneman, London. Jakeman, A. J., Jun Bai and J. A. Taylor (1988). «On the variability of the wind speed exponent in urban air pollution models», Journal o f Atmospheric Environment, 22(9). Luft, T. A. (1987). Technicál Instructions on Air Quality Control, Germany, February. Maguill, P, F. Holden and C. Ackley (1956). Air Pollution Handbook, McGraw-Hill, New York. Mangan, H. C. (1993). «An overview of the atmospheric policy of the European Community, with specific reference to the Fifth EC Em'ironmental Action Programme», Local Authority News Ireland, January. Martin, G. B, R. E. Hall and J. S. Biomin (1979). «Nitrogen oxides control technology for stationary area and point sources and related implementation posts», Technicál Symposium on Implications o f a low NOx Vehicle Emission Standard, USEPA, Reston, Virginia, May. Masters, G. M. (1991). Introduction to Environmenial Engineering and Science, PrenticeHall, Englewood Cliffs, New Jersey. Moloney, D. (1993). Proceedings o fth e First Irish Atmospheric Environment Conference, REMU, University College Cork, Ireland, February. Monteith, J. L. and M. H. Unsworth (1990). Principies o f Environmenial Physics, Edward Aniold Publishers, London. O’Neill, P. (1991). Environmental Chemistry, Chapman and Hall, London. Osbom, P. D. (1989). The Engineers Clean Air Handbook, Butterworths, Oxford. Painter, D. E. (1974). Air Pollution Technology, Reston Publishing Co., Virginia. Peavy, H., D. Rowe and G. Tchobanoglous (1985). Environmenial Engineering. McGrawHill, New York. Petersen, W. B. and R. Alien. (1982). «Carbón monoxide exposures to Los Angeles area comrauters», J. A ir Pollution Control Assoc., 32, 826-833. Seinfeld, J. (1986). Atmospheric Chemistry and Physics o f A ir Pollution, John Wiley, New York. Steffan, W. L. and O. T. Denmead (1988). Flow and Transpon in the Natural Environ ment: Advances and Applications, Springer-Verlag, Berlin. Stern, A. C. (1976). Air Pollution, Vols I, II, III, IV and V, Academic Press, New York. Szepesi, D. J. (1989). Compendium o f Regulatoiy Air Quality Simulation Models, Akademiai Kiado, Budapest. Technica International Ltd. (1988). Wazan— User Cuide, Technicál International Ltd, London. Tumer, D. B. (1964). «A diffusion model for an urban area», Journal o f Applied Meteorology, February.
C O N T A M IN A C IÓ N A TM O SFÉRICA
525
Tumer, D. B. (1970). Workbook on Atmospheric Dispersión Estímales. US Department of HEW, May. US Congress, Office of Technology Assessment (1992). Changing by Degrees. Steps lo Produce Creenhouse Cases, Cutter Corp., ArJingtori, Mass. USEPA (1986). «Guidelines ón air quality models», EPA-450/2-78-027R, July. USEPA (1987). «Industrial source complex (ISC) dispersión model— users guide», EPA450/4-88-002a, December. USEPA (1988a). National Air Pollution Emission-Estimates (1940-1986), US Environmental Protection Agency, Washington, D.C. USEPA (1988b). «Meteorológica] processor for regulatory models. Users guide», July. USEPA (1986c). «Screening procedures for estimating the air quality impact of siationary sources», PB S9-159396, August. USEPA (1990). National Air Quality Standards, US Enviromnemal Protection Agency, Washington, USA. USEPA PTPLU (1982). «A single source Gaussian dispersión model», EPA-600/S-82014, August. US Weather Bureau (1953). «A meteorological survey of tlie oak ridge area: final report covering the period 1948-1952», USAEC Report ORO-99, Holland. Vigneswai'am, S., T. Mino and C. Polprasert (19S9). Sclectccl Tapies on Clean Techno logy, Asian Institute of Technology, Bangkok, Thaikmd. • Weil, J. C. (1988). Atmospheric Dispersión—Observation and Models in Flow and Trans pon i.it the Natural Énvironment. Advances and Applications, Springer-Verlag, Berlín. Weílbum, A. (1991). Air Pollution and Acid Rain. The Biological Impact, Longman Scientifíc and Technical, London. WHO (1987). Air Quality Guidelines for Eitrope, European Series 23, World Health Authority Regional Publieations, Gopenhagen, Denmark. WHO (1991). Consultaron on Tolerable Daily lntake from Food of PCDDs and PCDFs, World Health Authority Regional Office for Europe, Copenhagen.
jj^l^
^11^^
C O N T A M IN A C IÓ N P O R R U ID O
531
A m p litu d
¡ Figura 9.3.
Mí
Parámetros del m odelo de una onda sinusoidal.
• Frecuencia (/): el número de variaciones completas de presión o ciclos por segundo 0 Velocidad del sonido (c) E l período y la frecuencia se relacionan mediante
P=j
(9.1)
La longitud de onda y la frecuencia se relacionan mediante
)>= -
(9.2)
La velocidad del sonido del aire al nivel del mar a 20 °C es aproximadamente de 340 m/s. Las ondas sonoras se producen por la vibración de objetos sólidos o por la separación de fluidos cuando éstos pasan sobre, alrededor o a través de agujeros en objetos sólidos. Las vibraciones se caracterizan por su frecuencia, su amplitud y su fase. Puesto que el ruido generalmente se compone de un gran número de frecuencias combinadas en una fase casual, las características de la fase no son generalmente importantes y se pueden ignorar. Sólo algunas vibracio nes mecánicas se pueden percibir por el mecanismo auditivo del oído humano. Deben ser de una cierta amplitud para ser audibles y la frecuencia debe estar entre ciertos límites. Dichas vibraciones audibles se producen en la gama auditiva que varía con cada persona y que también depende de la edad, alcance de la pérdida de audición, e incluso la situación fisiológica. L a gama auditiva se extiende desde una frecuencia de alrededor de 20 hasta 20.000 Hz. L a mayoría de lossonidos no son las vibraciones puramente sinusoidales que se muestran en la Figura 9.3. Varían tanto en frecuencia como en magnitud con el tiempo. Para cuantificar su magnitud sobre un tiempo de medición T, la raíz cuadrada medía (r.m.s.) de la presión sonora (pmJ se define como sigue:
532
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
La raíz cuadrada media de la presión de sonido se obtiene, por tanto, elevando al cuadrado el valor de la presión (amplitud) en cada instante del tiempo, sumando los valores cuadrados a lo largo del tiempo de medición T, dividiendo por T y obteniendo la raíz cuadrada del total.
9.2.2.
Potencia e intensidad sonoras
La velocidad a la que se transmite la energía por ondas sonoras se llama potencia de sonido (IV) medida en vatios. A la potencia media de sonido por unidad de área normal a la dirección de propagación de una onda sonora se le denomina intensidad acústica o sonora (/). Por ejemplo, si una fuente pequeña de ruido, comouna esferavibrante o pulsante, emite una potencia de sonido de W vatios en forma esférica en unmedio no disipativo, la intensidad acústica a una dis tancia r es IV
1-—
-r vatios/m3 A nr
(9.4)
También, a una distancia suficiente de la fuente de ruido, se puede comprobar que la intensidad es proporcional ai cuadrado de la presión de sonido. L a relación exacta es como sigue: P2 /= pe donde
I = intensidad p - la presión
(9.5)
acústica, W /m 2 del sonido (raíz cuadrada media del valor en pascales,
Pa)
p = la densidad
del medio, kg/m 3 (aire = 1,185 kg/m3 a 20 °C a presión
estándar)
c = la
velocidad del sonido en el medio, m/s
^Nota: 1 vatio = 1 julio/s =
9.2.3.
N - m
El decibelio
E l oído humano percibe una enorme gama de presiones sonoras. L a proporción de la potencia más débil de sonido a la mayor percibida sin dolor es aproximada mente de uno a un millón. Además, el mecanismo auditivo responde de forma relativa, más que absoluta, a los cambios en las presiones de sonido. En conse cuencia, para fines de medición del ruido se emplea una escala basada en diez veces el logaritmo de las proporciones de las cantidades medidas respecto a canti
C O N T A M IN A C IÓ N POR RUIDO
533
dades específicas de referencia. E l nivel de potencia de referen cia es de 1 0 " 12 vatios y el nivel de la poten cia sonora en d ecibelios (dB) se d efin e de la siguiente m anera:
W L ,„ = 1 0 1 o g 1 0 j ^ m
donde
(9.6)
L w = el n ivel d e potencia sonora en dB para 10 12 W W = la poten cia sonora de la fuente de ruido, vatios (W )
Al se r la potencia sonora proporcional al cuadrado de la p resió n del sonido, el nivel de presión del sonido en decibelios se define de la sig u ien te manera:
L p - 10 lo g í0 d onde
Po
= 20 lo g 10 —
Po
(9.7)
L p = el nivel d e presión del sonido en decibelios, dB p = la presió n m edida (la raíz cu ad rad a m edia del v alo r en Pa) p Q= la presión d e referencia (20 ¿(Pa)
L a presión de referencia se tom a com o el um bral de audición; es decir, el sonido m ás débil que el oído p u ed e detectar. D icho sonido debería ten er un nivel de presión del sonido de cero decibelios. N o obstante, unos n iv eles de presión del sonido inferiores a 25 decibelios no se encuentran norm alm ente excepto en h ab i taciones especialm ente construidas, com o los estudios de radiodifusión. Los m e didores de nivel de sonido m iden el nivel de sonido en decibelios, siendo el sonido m ás bajo qu e se p uede m ed ir con equipos convencionales d e aproxim ada m ente 38 dB. L os niveles típicos de presión del sonido se m uestran en la F ig u ra 9.4. D ebem os señalar que el térm ino nivel denota una m edición relativa. La can ti dad o btenida tiene un determ inado n ivel sobre un valor específico de referencia. P ara la m ayoría de fines prácticos el nivel de potencia del sonido es independien te del m edio am biente en el que se lo caliza la fuente del ruido. El nivel de presión del sonido depende tan to de la p otencia de salid a de la fuente de ruido com o del m edio am biente de la posición de m edición.
9.2.4. Combinación de niveles de presión sonora L os valores en decibelios no se pueden sum ar directam ente p o rq u e son lo g a rit m os. E je m p lo 9.1. Si u n a fuente sonora tiene una presión de 2.000 /iPa a 10 m de distancia, calcular:
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
529
1.600 (0 a» 1.400 ü 15
o
1.200 0) •o c 1.000 5 1 o Q. <0 *5* 3 CT a ■o o 5 E ■3
z
D o m é s tic o
800
600 O b r a s v ia r ia s y d e m o lic io n e s 400 in d u stria l y c o m e rc ia l
200
1973
_L
i
_L
1975
1977
1979
J 1981
1983
Figura 9.1. Quejas oficiales sobre la contam inación por ruido en el Reino Unido 1973-83 (adaptado de la CE, 1987). (Reproducido con perm iso de la Com isión de la U nión Europea.)
mucho más importante, y éstos han aumentado en número con mucha mayor rapidez, con un incremento del 20 por 100 en volúmenes totales de tráfico entre 1973 y 198]. (La Figura 9.2 muestra la gama de niveles de ruido de diferentes tipos de vehículos.) Además del ruido del tráfico de carretera, las reclamaciones públicas indican una preocupación por el ruido de otras fuentes diversas, incluyendo las plantas industriales, las obras de edificios, los despegues y aterrizajes de aviones, 1os vuelos militares a baja altura y las actividades deportivas. Sin lugar a duda, el tráfico aéreo de pasajeros se ha expandido considerablemente desde 1970, aunque las mejoras en el diseño de motores han supuesto que las emisiones de ruido no se hayan elevado en proporción. En gene ral, sin embargo, hay demasiados pocos datos sobre estas otras fuentes de ruido como para hacer valoraciones válidas sobre la situación en la Unión Europea. Sobre la base de las pruebas disponibles, se establece que el 25 por 100 de la población total se queja de contaminación por ruido. Alrededor del 15 al 25 por 100 de la población está probablemente expuesta a un nivel de ruido suficiente como para representar una amenaza seria para su salud. Con los datos disponibles no es posible determinar si las medidas ya tomadas están reduciendo la escala del problema en la Unión Europea, pero en lo que respecta al tráfico por carretera parece que el problema está, de hecho, empeorando. La situación parece estar deteriorándose, especialmente en las áreas urbanas, a pesar de la construcción cada vez más extendida de barreras sonoras a lo largo de las carreteras. En el futuro, es probable que las reducciones significativas en el ruido provengan de la reducción del ruido de los vehículos mediante controles más rigurosos y con la introducción de vehículos más .silenciosos. Esto es ciertamente posible, puesto que ya existe la tecnología para fabricar camiones con niveles de ruido de 10 dB (A) menos que los que están actualmente en la carretera. Sobre este principio, 20 de los nuevos camiones no producirían más ruido que un vehículo actual de similar tamaño y capaci-
530
IN G E N IE R ÍA a m b i e n t a l
Nivel d e ru id o dB(A) 70
80
90
100 V e lo m o to r {bicicleta m o to r iz a d a ) M o to c ic le ta C o c h e (g a s o lin a ) C o c h e (g a so il) F u r g o n e ta d e r e p a r to ( g a s o lin a ) F u r g o n e ta d e r e p a r to (g aso il) A u to b ú s C a m ió n (< 105 kW] C a m ió n (<150 kW) C a m ió n {<150 kW)
N o ta : las b a r r a s m u e s t r a n lo s n iv e le s m e d i o s d e ru id o y d e u n 5 a 95 p o r 100 d e la g a m a
Figura 9.2. Em ision es de ruido de vehículos en Alem ania (adaptado de la CE, 1987). (Reproducido con perm iso de la C o m isió n de la U n ió n Europea).
dad. Lo mismo se aplica a las motocicletas. La adopción de dicha tecnología incre mentaría inevitablemente el precio de los vehículos, pero éste se debería establecer contra los costes de las medidas pasivas de protección que, en caso contrario, se nece sitarían (o los costes de daños si no se toma una acción preventiva). Al mismo tiempo, es probable que se obtengan mejoras en ¡a situación mediante la aplicación de evalua ciones de impacto ambiental. Al solicitar que se tengan en cuenta, en la fase de planifi cación, los efectos sobre el medio ambiente de los proyectos de infraestructuras, se promoverá un mejor diseño contra el ruido en grandes proyectos como carreteras y desarrollos industriales.
9.2.' PROPIEDADES FÍSICAS DEL SONIDO 9.2.1.
Ondas sonoras
E l sonido se define com o c u a lq u ie r variación d e p resión que p u e d a d etectar el oído hum ano. L a variación de p resió n de sonido m ás sim ple (cau sad a p o r un tono puro) p roduce la form ación de la o n d a sinusoide m o strad a en la F ig u ra 9.3. A lg u nos de los conceptos elem en tales del ruido son: • A m plitud (A ): la presión m áx im a o m ínim a ® L o n g itu d de onda (A): la distan cia entre crestas o senos sucesivos • Período (P): el tiem po en tre picos o senos sucesivos
C O N T A M IN A C IÓ N PO R R U ID O
531
• F recu en cia ( / ) : el nú m ero de v ariaciones com pletas d e presión o ciclo s por segundo 9 V elocidad del sonido (c) El período y la frecuencia se relacionan m ediante
P = j
(9.1)
L a longitud de onda y la frecuencia se relacionan m ediante
¿ = £f
(9.2)
L a velocidad del sonido del aire al nivel del m ar a 20 °C es aproxim adam ente de 340 m /s. L as ondas sonoras se producen p o r la vibración de objetos só lid o s o por la separación de fluidos cuando éstos pasan sobre, alrededor o a través de agujeros en objetos sólidos. L as vibraciones se caracterizan p or su frecuencia, su am plitud y su fase. P uesto que el ruido generalm ente se com pone de un gran núm ero cíe frecuencias com binadas en u n a fase casual, las características de la fase no son generalm ente im portantes y se pueden ignorar. Sólo algunas v ib racio nes m ecánicas se pueden percibir por el m ecanism o auditivo del oído hum ano. D eben ser de un a cierta am plitud para ser audibles y la frecuencia debe e sta r entre ciertos lím ites. Dichas vibraciones audibles se producen en la gam a auditiv a que varía con cad a persona y que tam bién depende de la edad, alcance de la pérdida de audición, e incluso la situación fisiológica. L a gama auditiva se extiende desde una frecuencia de alrededor de 20 hasta 20.000 Hz. L a m ay o ría de los sonidos no son las vibraciones puram en te sinusoidales que se m uestran en la Figura 9.3. Varían tanto en frecuencia com o en m agnitud co n el tiem po. P ara cuantificar su m agnitud sobre un tiem po de m edición T , la raíz cuadrada m edia (r.m.s.) d e la presión sonora (pmJ se d efine com o sigue:
532
IN G EN IER ÍA a m b i e n t a l
L a raíz cuadrada m ed ia de la presión de sonido se obtiene, p o r tanto, elevando al cuadrado el valor de la p resió n (am plitud) en cada in sta n te d el tiem po, sum ando los valores cuadrados a lo largo d el tiem po de m edición T , d ividiendo p o r T y obteniendo la raíz cuadrad a del total.
9.2.2. Potencia e intensidad sonoras La velocidad a la q u e se tran sm ite la en erg ía p o r ondas s o n o ra s s e llam a po tencia de sonido (VK) m edida en vatios. A la poten cia m e d ia d e sonido p o r unidad de área norm al a la dirección d e prop ag ació n de una o n d a sonora se le den o m in a intensidad acústica o sono ra ( / ) . P o r ejem plo, si u n a fu e n te p equeña de ruido, com o una esfera vibrante o pulsante, em ite una poten cia d e sonido de W vatios en form a esférica en un m ed io no d isipativo, la in ten sid ad acústica a una dis tancia r es
W I = -— j v a tio s/m 2
(9.4)
4717
Tam bién, a una distancia suficien te de la fuente de ru id o , se puede com probar que la intensidad es p roporcio n al al cu ad rad o de la p resión d e sonido. L a relación exacta es com o sigue:
P2 pe donde
<9 ' 5 )
/ = intensidad acústica, W /m 2
p = la presión del sonido (raíz cuadrada m ed ia del v alo r en pascales, Pa)
p = la densidad del m edio, k g /m 3 (aire = 1,185 k g /m 3 a 20 °C a p resió n estándar')
c = la v elocidad del sonido en el m edio, m /s >.7
•,
•
1 N - nA
N ota: 1 v a tio = 1 j u h o /s = ----------
9.2.3. El decibelio El. oído hum ano p ercibe una enorm e g am a de p resiones sonoras. L a proporción de la potencia m ás débil de sonido a la m a y o r p ercib id a sin do lo r es ap ro x im ad a m ente de uno a un m illón. A dem ás, el m ecanism o au d itiv o responde de form a relativa, m ás que absoluta, a los cam bios en las p resio n es de sonido. E n co n se cuencia, p ara fines de m ed ició n d el ruido se em plea u n a escala b asad a en diez veces el logaritm o de las p ro p o rcio n es d e las cantidades m ed id as respecto a can ti
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
533
dades específicas de referencia. E l nivel de potencia de referencia es de 1 0 ' 12 vatios y el nivel de la potencia sonora en decibelios (dB) se define de la siguiente manera:
A v = io io g
donde
Lw =
1 0
j^ n :
(9 -6 )
el nivel de potencia sonora en dB para 10” 12 W
W = la potencia sonora de la fuente de ruido, vatios (W ) A l ser la potencia sonora proporcional al cuadrado de la presión del sonido, el nivel de presión del sonido en decibelios se define de la siguiente manera:
Lp = donde
10 logjo
P5
= 20 lo g 10 — Po
L = el nivel de presión del sonido en decibelios, dB p = la presión medida (la raíz cuadrada media del valor p0 = la presión de referencia (20 ¿iPa)
(9.7)
en Pa)
La presión de referencia se toma como el umbral de audición; es decir, el sonido más débil que el oído puede detectar. Dicho sonido debería tener un nivel de presión del sonido de cero decibelios. N o obstante, unos niveles de presión del sonido inferiores a 25 decibelios no se encuentran normalmente excepto en habi taciones especialmente construidas, como los estudios de radiodifusión. Los me didores denivel de sonido miden el nivel de sonido endecibelios, siendo el sonido másbajo que se puede medir con equipos convencionales deaproximada mente 38 dB. Los niveles típicos de presión del sonido se muestran en la Figu ra 9.4. Debemos señalar que el término nivel denota una medición relativa. La canti dad obtenida tiene un determinado nivel sobre un valor específico de referencia. Para la mayoría de fines prácticos el nivel de potencia de] sonido es independien te del medio ambiente en el que se localiza la fuente del ruido. E l nivel de presión del sonido depende tanto de la potencia de salida de la fuente de ruido como del medio ambiente de la posición de medición.
9.2.4. Combinación de niveles de presión sonora Los valores en decibelios no se pueden sumar directamente porque son logarit mos. Ejemplo 9.1. Si una fuente sonora tiene una presión de 2.000 /(Pa a 10 m de distancia, calcular:
534
10
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
a) b) c)
el nivel de presión del sonido en dB, la intensidad del sonido en W /m 2, la potencia so n o ra en W .
Solución:
a)
D e la E cuación (9.10) la p re sió n del sonido
p
im
•
b)
10
5=r.j.4 0 d B
D e la E cu ació n (9.5) la in ten sid ad del sonido
•
, - g ! - ( 2 0 0 0 x 1o - V - 9 9 > ; i 0 -
pe
W ^
c)
1.183 x 340
D e la E cuación (9.4) la p o te n c ia sonora W = 4 n r 2I = 4 n x 102 x 9,9 x 1 0 ~ 9 = 12,5 x 1 0 ~ 6 W
^
q p ,,, ^
f2.000 x
L„ = 2 0 . o g 10pL = 2 01 o , 1. ^ _ 5 _
Si dos fuentes de sonido sim ilares se sum an, la p o ten cia y la intensidad se duplican, pero no a sí la presión (dB). Sin em bargo, p u esto que la presión del , sonido recibida es proporcio n al a la ra íz cuadrada de la inten sid ad , la nueva pre-
—sión del sonido sería igual a la p resió n original m u ltip licad a p o r ^ J l . w ^
Ejem plo 9.2. Si dos fuentes de sonido tienen presiones iguales de 2.000 ¿¿Pa, calcular la presión del sonido en dB.
^0 0
Solucion:
^
D e la E cuación (9.10) la presión del sonido
m> m
W> ^ H|f) • ^
^
p r - - 2O 1° 8 ' °
r /2 .0 0 0 x 1 0 ' 6 ^
2 O I° S ^
(
2 0 x l0 -
°43dB
P or tanto, d u p licar la fuente de sonido actual ocasiona un increm ento en el nivel de presión del sonido de 3 dB. D el m ism o m odo, si d iez fu en tes de sonido iguales concurrieran en vez de una sola, los niveles de presió n del sonido se increm entarían hasta 10 dB. L a F ig u ra 9.4 m uestra una escala co m p arativ a de los niveles d e presión del sonido y de los decibelios. Para trabajos sobre con tam inación sonora, los niveles de sonido se deberían redondear al núm ero entero m ás cercano. P ara sim plificar los cálculos, se pueden utilizar las reglas de sum a apro x im ad a (con una exactitu d de aproxim adam ente 1 dB) q ue aparecen en la T ab la 9.1. Si hay que com binar un nú m ero de fuentes de ruido, se deberían su m ar d e dos en dos, em pezando con los dos v alo res m ás bajos y añadiendo al resultado el sig u ien te v alo r superior.
C O N T A M IN A C IÓ N PO R RUIDO Presión de sonido . M otor a re a c c ió n • - ► /iPa {25 m de d is ta n c ia ) iQO.OOO.OOO -
535
N ivel d e p re s ió n d e s o n id o
- 1 4 0 d b U m b ra l del d o lo r -130 __________ D e s p e g u e d e a v ió n a rea c c ió n (1GQ m d e d is ta n c ia )
-1 2 0
.
.
10 000 0 0 0
-110
M úsica rock
-100-
• M artillo n e u m á t ic o d e re p e la r
1 .000 .0 0 0 -9 0 C a m ió n p e s a d o
• T ráfico u r b a n o m e d io -8 0
.
100 000
-7 0 ■ O ficina
C o n v e rs a c ió n . oral
*60
1 0 .0 0 0 -5 0
B ib lio tec a -4 0 -
C u a rto d e e s ta r (sin TV ni ra d io , etc .)
1.000-3 0
D o rm ito rio -2 0
100“ -1 0
20
Figura 9.4.
- 0
U m b ral a u d itiv o
Escala comparativa de los niveles de presión sonora y los decib elio s.
E je m p lo 9.3. C alcu lar el nivel de presión del sonido a p a rtir de la co m b in a ción de los siguientes cuatro niveles: 58, 62, 65 y 68 dB.
Solución: Seleccionar los dos valores m ás bajos, 58 y 62 dB, Su diferencia es d e 4 dB y supone añ ad ir 1 (o 1,5) al m ás alto; es dccir: 58 dB + 62 dB = 63 dB 63 dB + 65 dB = 67 dB 67 dB + 68 dB = 71 dB E n la Figura 9.5 aparece un gráfico p ara reso lv e r la sum a de decibelios.
9.2.5. Frecuencias L os sonidos de m onofrecuencia, llam ados tonos puros, raram en te existen a n o ser en condiciones artificiales. L a m ayoría d e los sonidos am bientales se com ponen
^
536
IN G E N IE R ÍA . A M B I E N T A L
Tabla 9.1.
S u m a de decibelios (aproximada)
Diferencia en niveles de presión del sonido (dB)
Añadir al nivel mayor:
0ó1 2 ó3 4 a9 10 o más
3 2 1 0
de un gran núm ero de frecuencias. L as frecu en cias de sonidos audibles varían de 0,015 a 15 kHz. A frecuencias m enores de 0,015 k H z el sonido n o es generalm en te audible, aunque si es suficien tem en te fuerte se p uede p ercib ir co m o u n a vibra ción (frecuencias infrasónicas). El sonido de frecuencias su p erio res a 15 kH z no ]o pueden habitualm ente p ercib ir oyentes de ed ad avanzada (frecuencias ultrasó nicas). E ntre estos dos extrem os, las v ib ra c io n e s'se pueden o ír si son de una m agnitud suficiente. L a voz h u m an a con tien e com ponentes d e frecu en cia entre 0,08 y 8 kH z pero se co n cen tra p rincipalm ente en el intervalo de 0,5 a 2 kH z (el p iano contiene frecuen cias de 0,0275 a 4,168 kH z). En la p rá c tic a no se suelen encontrar sonidos con una frecu en cia su p erio r a 8 kH z y no d eb en dar lugar a quejas. P or tanto, los sonidos de frecuencias p o r encim a de 8 k H z se pueden generalm ente ig n o rar en el con tro l del ruido am biental. P ara fines de control del m id o se necesita a m enudo id en tifica r los com po n entes de frecuencia o espectros de los sonidos. L a am plia g am a de frecuencias de sonidos audibles se divide en bandas de octava. U na b an d a d e octava es el intervalo de frecuencia entre u n a frecuencia d ad a y el doble de d ich a frecuencia.
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
D ifere n c ia e n d e c ib e lio s e n tr e d o s n iv e le s a s u m a r
«Hp F igura 9.5. G ráfico p a ra re s o lv e r los p ro b le m a s d e s u m a d e d e c ib e lio s (a d a p ta d o de D avis y C o rn w ell, 1991. R e im p re so c o n a u to riz a c ió n d e «p M cG raw -H ill, Inc.).
C O NTA M IN ACIÓ N PO R RUIDO
537
Así, los intervalos de frecuencia 0,05-0,1 kHz, 0,1-0,2 kHz y 1-2 k H z son todos bandas de octava. Para el análisis del ruido se aceptan internacionalmente un número determinado de bandas de octava. Éstas se centran en 0,0315 kHz, como se observa en la Tabla 9.2. E l análisis de las bandas de octava requiere un juego de filtros de octavas que puede venir incorporado al medidor de.nivel de sonido. Todas las frecuencias de sonido fuera de la banda seleccionada son rechazadas por los filtros electrónicos. Cuando se encuentra difícil identificar una fuente de ruido molesta, se puede emplear el análisis de las bandas de octava para comparar el espectro de frecuen cia del mido medido con aquellos de diferentes tipos de maquinaria. Para el estudio correctivo de la maquinaria, se requiere un análisis más detallado que incluya el análisis de frecuencia de banda estrecha o de un tercio de octava.
9.2.6.
Clasificación de los sonidos
Los sonidos se clasifican como: 6 Continuos ® Intermitentes 8 Impulsivos Un sonido continuo es un nivel de sonido ininterrumpido que varía menos de 5 dB durante el período de observación. Un ejemplo típico sería un ventilador do: éstico. Un sonido intermitente es un sonido continuo que dura más de un segundo pero que se interrumpe durante más de un segunda; por ejemplo, la fresa de un dentista. Si un sonido es de corta duración, menos de un segundo, se clasifi ca como sonido impulsivo. Lo s ruidos de una máquina de escribir o de martilleo son sonidos impulsivos típicos. Una clasificación más rigurosa del sonido de impulsos requeriría un cambio de la presión de sonido de 40 dB o más en 0,5 segundos con una duración de menos de un segundo. El fuego de cañón sería un ejemplo de este último, donde el nivel de ruido puede venir desde el fondo de, T abla 9.2.
B andas de octava
Frecuencia central de la banda de octava
Límites de la frecuencia de banda de octava (kHz)
0,0315 0,063 0,125 0,250 0.500 1,000 2,000 4,000 8,000 16,000
0,022-0,044 0,044-0.088 0,0SS-0,176 0,176-0,353 0,353-0,707 0,707-1,414 1,414-2,825 2,S25-5,650 5,650-11,300 11,300-22,500
Sensibilización Jminana Infrasónica Audible
Ultrasónica
538
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
digam os, 50 dB a 1Q0 dB en u n a fracción de segundo. D eb em o s señ alar que se necesitan m edidores especiales de nivel de so n id o para m ed ir lo s sonidos im p u l sivos, ya que su duración es só lo de fracciones de segundo.
9.3. EL RUIDO Y LAS PERSONAS L a percepción del sonido p o r el oído hum ano es u n proceso m u y co m p licad o y no se ha entendido co m p letam en te. El oído se d iv id e anató m icam en te en tres seccio nes: el oído externo, el m ed io y el interno. E l oíd o extem o y el m e d io convierten las variaciones de la presión de sonido en vib racio n es, adem ás d e p ro te g er al oído interno. L a percepción del so n id o se realiza p o r las fibras n e rv io sas del oído interno. E l proceso de audición consta de un nú m ero de procesos diversos. D e b e m os señalar que no existe una relació n única y sim ple entre la m ed ició n física del sonido y la percepción h u m an a del m ism o sonido. Para m a y o r in form ación, el lector debe consultar a A nderson y A nderson (1993).
9.3.1. Sonoridad L a sonoridad es la percep ció n personal de la fuerza de un so n id o y en cierta m edida es subjetiva. V aría tan to con la m ag n itu d (nivel de p re sió n del sonido) com o con el tono (frecuencia). B asándose en u n a larga serie d e experim entos psicoacústicos de laboratorio , se h a elaborado un ju eg o de líneas d e ni ve: . quisonoras aceptado in tem acio n alm en te. Estas lín eas de nivel m u é stran cóm o el nivel de sonoridad de los tonos pu ro s, con una presió n constante de so n id o , varía con la frecuencia. No obstante, p u esto que no es p ro b ab le que este tip o d e análisis se necesite alguna v ez en la dism inución del ruido am biental no se v olverá a tratar m ás aquí. A dem ás de variar con la frecuencia, la so n o rid ad v an a con el n iv e l de presión del sonido de m odo alineal. S i la intensidad físic a de un sonido se increm en ta de form a que el sonido p arezca el doble de sonoro, el nivel de p re sió n de sonido increm entado es de aproxim adam ente 10 dB. E n consecuencia, u n in crem ento de 10 dB equivale a d u p licar la sonoridad subjetiva. D e igual m an era, una dism in u ción de 10 dB se considera com o una reducción del ruido a la m itad . L a m en o r diferencia discem ible entre dos sonidos id én tico s en frecuencia y carácter es de 1 dB , pero se necesitaría una diferen cia de 2 o 3 dB para que las p erso n as p u d ie ran n o tar las diferencias. U n a diferencia de 5 dB es claram ente perceptible. D os sonidos con el m ism o n iv el de p resió n de sonido en d ecib e lio s, p ero a diferentes frecuencias, se p ercib irán con diferentes niveles d e so noridad. C om o hem os indicado anteriorm ente, la gam a de frecuencias audibles v a d e unos 2 0 H z a unos 16 kH z. Sin em bargo, los jóvenes y las m ujeres tienen u n lím ite superior de aproxim adam ente 20 kH z. A m edida que uno se hace m ayor, a p a rtir de los 20 años, el extrem o superior del intervalo se reduce. El oído es m ás sensible a las frecuencias en la gam a de 1 a 5 kH z. Por tan to un sonido a e sta frecuencia se calificaría com o m ucho m ás alto que otro al m ism o nivel de p resió n sonora p ero a
CO N TA M IN A C IÓ N PO R R U ID O
539
una frecuencia, por ejem plo, de 50 H z o 10 kH z. Para co m p en sar la d ependencia que la sensibilidad tiene de la frecuencia, lo s sonóm etros in co ip o ran red es de ponderación electrónicas q u e se corresponden con la resp u esta del oído. Se han establecido d o s redes principales de ponderación, A y C, com o se m uestra en la Figura 9.6. L a m ás im p o rtan te es la red A al haber un acuerdo general d e q u e el tráfico, la m aquinaria y el ruido industrial y vecinal se pueden m edir adecuada m ente em pleando esta red. A los sonidos de frecuencias superiores (de 1 a 5 kH z) se les da considerablem ente m ayor im p o rtan cia en la red A . A los n iveles de presión del sonido m edidos en la escala A se les denom ina dB (A ) o dB A y h ab i tualm ente se les llam a n iv ele s sonoros. E s conveniente h ace r n o tar que la red C incorpora poca m odificació n por frecuencia; es decir, casi ningún filtrado. P or tanto, si el nivel de sonido m edido es m u ch o m ás alto en la escala C q u e en la escala A , es probable q u e la m ayor c an tid ad del ruido esté en las frecuencias bajas. L a T abla 9.3 en u m era las ponderaciones aceptadas internacionalm ente para las redes A y C.
9.3.2. Daño auditivo El potencial de daño aud itiv o de una fu en te concreta de ru id o no sólo dep en d e de su nivel sino tam bién de su duración. G eneralm ente se acep ta que un m edio am biente sonoro por debajo d e 75 dB no es d añ in o (aunque n iv eles m ucho m ás bajos puedan causar m olestias y alteraciones del sueño), m ientras que un sonido sim ple superior a 140 dB puede o casionar un daño auditivo perm anente. E ntre estos dos niveles, la cantidad de d año auditivo v aría con el nivel d e sonido, el tiem po de e .posición y la sen sib ilid ad individual al ruido. Otros factores contribuyentes son el núm ero y duración d e los períodos de tranquilidad en tre exposiciones, el tipo de sonido (continuo, interm iten te o im p ulsivo) y su distribución de frecuencia. Los sonidos que tienen la m ay o r parte de su energía en las frecuencias de habla son m ás dañinos. L a p érd id a de audición p uede ser tem poral o p erm anente. La exposición a niveles altos d e sonido d u ran te un corto perío d o de tiem po puede producir una pérdida tem poral de audición (alteración tem p o ral del um bral) que puede durar algunas h o ras, dependiendo de la duración y nivel del ruido. T am -
F r e c u e n c ia {Hz)
Figura 9.6.
Respuestas de frecuencia de las redes de ponderación A y C.
540
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
Tabla 9.3.
V alores de ponderación de las redes A y C F recuencia del centro de la b anda de octava (Ilz j
-3 9 ,4 -3 ,0
• 250
63 •;L -2 6 ,2 -0 ,8
-16,1 -0 ,2
-8 ,6 0
500 en o 1
A (dB) C (dB )
31,5
I k
■'2 k ;
0 0
1.2 -0 ,2
4 k; = 1 O OO
R ed de : ponderación
8 k. -1,1 -3,0
bién se p ued e p ro d u cir un zu m b id o en los oídos (tinnitus). L a ex p o sició n reitera da a niveles altos de sonido p u ed e pro v o car un daño auditivo p erm an en te (altera ción perm anente del um b ral). L a p érdida perm an en te d e audición p u ed e produ cirse antes d e q ue la p e rso n a sea con scien te de ten er d ificu ltad es en la com unicación. N o obstante, lo s sonidos q u e no ocasionan una p é rd id a tem poral de audición después de dos a seis horas d e exposición, no tienden a p ro d u cir una pérdida perm an ente de au d ició n si se p rolongan durante m ás tiem po. L os ensayos de audición se llevan a cabo con un audióm etro, q u e confecciona u n 'gráfico de frecuencia p ró x im a llam ado audiogram a. El au d io g ram a com para la audición individual con u n estándar de referencia. P ara d eterm in ar lo s efectos de la exposición a un ru id o específico, es esencial un au d iogram a de referencia, tom ado antes de la exposició n , a fin de d istin g u ir el im pacto del ru id o de otros defectos de audición com o los propios de la edad. En co nsecuencia, los trabaja dores industriales y otros ex p u esto s a n iv eles altos de ruido necesitan revisiones auditivas cad a cierto tiem po. S in em bargo, lo s ruidos am bientales son rara vez lo suficientem ente altos com o p a ra causar d año auditivo y tales tests no p are ce que sean necesarios p ara el p ú b lic o en general. L a N o rm ativ a de la U E (86/188/C E E ) so b re la protección de los trabajadores contra los riesg o s relacio n ad o s con la ex p o sició n al ruido en el trab ajo está in corporada a las leg islacio n es de los estados m iem bros de la U E (C o m isió n de las C om unidades E uropeas, 1986). E sp ecifica que se deben to m ar determ inadas m edidas cuando la exposición personal d ia ria (equivalente a 8 h oras) de un tra b ajador al ru id o pued a e x c ed e r los 85 dB A o cuando el valor m áx im o de la presión de sonido instantán eo no pon d erad o p u ed a ser m ay o r a 200 P a, el equi valente a 140 dB.
9.3.3. Interferencia en el habla La calidad d e la com unicació n oral dep en d e del nivel d e ruido y d e la distancia. T am bién p u ed e variar co n los individuos involucrados. P ara u n a conversación norm al aproxim adam ente a un m etro de distancia, el ruido de fondo no debería exceder los 7 0 dBA. L as co n v ersacio n es a gritos a la m ism a d istancia son viables hasta aproxim adam ente lo s 85 dB A . P ara p erm itir u n a conv ersació n norm al a distancias de alrededor de 5 m etros, se necesitaría un n iv el de raid o d e fo n d o por debajo de lo s 50 dBA. L as co nversaciones telefónicas satisfactorias necesitan unos niveles d e fondo in fe rio re s a 80 dB A aproxim adam ente.
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
541
9.3.4. Interferencia en el trabajo Cuando el trabajo no implica comunicación oral, es difícil determinar los efectos de los niveles de ruido en el cumplimiento de aquél. Unos niveles altos de ruido pueden reducir la precisión más que la cantidad de trabajo llevado a cabo. Los ruidos constantes parece que tienen poco efecto en el cumplimiento laboral a menos que el nivel de mido ponderado en A exceda los 90 dB aproximadamente (Davis y Cornwell, 1991). N o obstante, los ruidos irregulares, como golpes secos o estallidos, pueden interferir con el cumplimiento a niveles más bajos de ruido. Por lo tanto, es aconsejable separar dichos ruidos del de fondo.
9.3.5. Molestias Las molestias causadas por el ruido varían enormemente entre las personas. Por ejemplo, lo que puede considerarse música para una persona puede ser ruido para otra. E l alcance de la molestia de un sonido dado depende no sólo del nivel del sonido y de su duración sino también del oyente y de la actividad llevada a cabo en ese momento. E l tipo de sonido (continuo, intermitente o impulsivo) y la hora del día son también significativos. Los sonidos durante la noche se consideran dos veces más sonoros que el mismo sonido durante el día. Calcular la molestia comunitaria global de un sonido concreto incluye las características demográfi cas, políticas y sociológicas de la comunidad además de las características del sonido. No es posible establecer niveles de ruido por debajo de los que nadie se molestará y por encima de los que todo el mundo se molestará. D e acuerdo con un grupo de trabajo de la O M S, los niveles de ruido diurno de menos de 50 d B A al aire libre pueden conllevar molestias poco o nada serias en la comunidad (O CDE, 1986). Sin embargo, Herbert et al. (1989) han constatado unos umbrales de queja más bajos y un porcentaje significativo de la comunidad puede molestar se con niveles inferiores a 50 dBA. Las interferencias en el sueño debidas al ruido conllevan una gran molestia para muchas personas. Los ruidos intermitentes o impulsivos son especialmente incómodos. A causa de las diferencias entre personas y lugares, es difícil calcular el nivel de mido por debajo del cual no se producirá interferencia en el sueño.
9.3.6. Patrón de la exposición al ruido a lo largo del día La Figura 9.7 muestra las bandas anchas para los niveles de exposición individual generalizada al mido durante 24. horas. Se observa que durante la noche, los niveles van desde aproximadamente 35 d B A en las áreas suburbanas a niveles de alrededor de 52 dB en las áreas urbanas. Los períodos de desplazamiento al y del n-abajo en canreteras transitadas producen una exposición de aproximadamente 80 dBA. El tipo de trabajo o de actividad escolar determina la exposición durante las horas diurnas, que puede variar de unos mínimos de 55 dBA en oficinas tran quilas a 90 d B A en fábricas ruidosas.
542
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
F á b ric a 90
80 /•’J u e g ó s e x té rió fe s ';': T'CoirVpfÉis. (u rb a n ó jlf 70
; ; ¡J u e g o s e x te rio re s , ^'C ófripráé: (suburbio);: J r a b s j b i ju é g o s - e ñ c a s a
60
M e d io a m b ie n te u rb an o
- C la s e '.* £ i O ficin a
40
¿r^Médio^;v la m b ie n te -^ S ü b u fa a n o V 30
•9.2:1 loi 2 s . U ¿2 w QJ
t raL 5 s §
12 M e d ia n o c h e
M e d io d ía
12
M e d ia n o c h e
H o ra d el día
Figura 9.7. Patrones generales de exposición individual al ruido (adaptado de Corbett, 1989. Reim preso con autorización de McGraw-Hill, Inc.).
9.4. CRITERIOS SOBRE LOS RUIDOS Com o se ha explicado previam ente, la sonoridad de un sonido se determ ina según su nivel de presión de sonido y su frecuencia. H ay un acuerdo gen eral de que el ruido com unitario o am biental se p uede m edir adecuadam ente en u n id ad es dB A que replican estrecham ente la sonoridad percibida p o r el oído. N o obstante, los niveles de ruido varían frecuentem ente en el tiem po y se necesitan unos criterio s con los que p o d er cuantificar tales niveles cam biantes. L a gravedad de un p ro b le ma de ruido se puede entonces determ inar según la cantidad en q u e el nivel de ruido excede un valor um bral o estándar del criterio especificado. E l principal requisito p ara un criterio sobre el ruido es que sus valo res tengan u n a co rresp o n dencia razonablem ente b u en a con la m olestia com unitaria p ercib id a respecto a diferentes ruidos. D ebería ser tam bién fácil de m ed ir y predecir. Idealm ente, un criterio sobre el ruido debería ser fácil de entender y ap licable a cu alq u ier fu en te
C O N T A M IN A C IÓ N PO R RUIDO
543
de ruido. Debido a las grandes diferencias entre las respuestas de las personas a los ruidos no es probable que un único criterio pudiera satisfacer todos los requi sitos anteriores. Se ha propuesto un grupo de diferentes criterios (incluyendo los de IS O 1996) (1971), siendo los más comúnmente usados:
9.4.1. LAeq, el nivel continuo equivalente El nivel continuo equivalente, L Acq, se puede aplicar a un foco de ruido fluctuante. Es el nivel de ruido constante durante un período de tiempo dado que genera la misma cantidad de energía ponderada por A que el nivel fluctuante durante el mismo marco temporal. •^Aoj -
donde
T= p{t) = pQ =
(9-8)
lo g10
el período de tiempo durante el cual se calcula Z.A la presión sonora instantánea ponderada en A la presión sonora de referencia (20 /¿Pa)
Si la metodología de muestfeo es discreta, entonces L Aci) se convierte en (9.10) donde
n = número de muestras L¡ = e) nivel de ruido en la t¡= la fracción del tiempo
muestra / total
Ejemplo 9.4. Un acondicionador de aire produceun nivel de ruido de 75 dB durante cinco minutos cada hora. Si el nivel deruido de fondo es de 55 dB, calcular el LAtq.
Solución: ¿ Acq= donde
T=
1 0 1
ogi 0 ^
1 hora
J l o ^ ’ d f)
544
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
donde
ATj= 5 m in
y
L x = 75 dBA
y
Á T 2= 55 m in
y
L 2 = 55 dB A
1
•
^Acq - 10 l o g 10
6Q ( 1 0 7’5 x 5 + 1 0 3'5 x 5 5 )
= 64,3 dBA
9.4.2. Lae, el nivel de exposición sonora E l nivel de ex p o sició n sonora (S E L ) es el nivel constante en dB A con un segundo d e duración y q u e tiene la m ism a cantidad de energía p o n d erad a p o r A que un ruido pasajero. S e pued e em plear p ara expresar' la energía de casos de ruido a isla do, com o el p aso d e aviones en v u elo . Se puede cuantificar usan d o algunos m e d i dores de nivel, de sonido.
¿ AE = 10 lo g ,
~1
rr^ df]
Jo i o donde
Po
(9.11)
_
r0 = la duración de re fe re n c ia (1 segundo)
M ás ejem plos se pueden en c o n tra r en B R E y C IR IA (1993).
9.4.3. Lajv, el nivel de sonido en exceso durante N % del tiempo en dBA E ste parám etro es u n a m edida estad ística que indica con q u é frecu en cia se so b re p asa un nivel co n c re to de sonido. E l ruido variable en el tiem p o se puede tam bién cuantificar en térm in o s de los niv eles excedidos durante los d iferentes p o rce n ta je s de la duración de la m edición. L os niveles p ercentiles req u erido s se obtienen de un análisis estad ístico del ru id o . L as m ediciones se d eb erían realizar u tiliz a n do las posiciones de tiem po de resp u esta rápida de los m ed id o res de ruido. L os niveles percentiles revelan los n iv ele s de ruido m áxim os y m ínim os y se suelen usar com o estu d io s de referen cia tom ados antes de la in tro d u cció n de n uevas fuentes de ru id o industrial o de carretera. L os niveles p ercen tiles generalm ente usados incluyen el ¿ Al0, el nivel d e sonido en exceso d u ran te el 10 p or 100 del tiem po, que se em p le a a veces p a ra representar los niveles m áx im o s de ruido. El La50 es el nivel en exceso d u ran te el 50 por 100 del tiem po. El L A90 es el n ivel en exceso durante el 90 por 100 del tiem po, y se u sa norm alm ente p ara rep resen tar el nivel de ruido de fondo. A lternativam ente, los niveles m áx im o s se pueden rep re sentar por el Lai o LA5 y los n iv e le s de fondo p o r el LA95. Los niveles percentiles se pued en usar com o un co m plem ento al LAcq y a que ofrecen inform ación sobre la g am a de variación del ruido. Sin em bargo, no hay una relación d ire c ta entre el LAeq y el L AiV. Se h a establecido u n a relación em pírica
CO NTA M IN ACIÓ N P O R RUIDO
545
entre el L Acq y el LAI0 p ara el raido del tráfico cuando el v olum en de) tráfico excede los 100 vehículos a la hora. D u ran te el período de tiem p o de 12 horas, de 08,00 a 20,00 horas, el L A10 es aproxim adam ente 2 dBA m á s alto que el LAcq y 3 dBA m ás alto durante el período de 18 horas, de 06,00 a 2 4 ,0 0 horas. A dem ás de las tres cantidades b ásicas definidas por ISO 1996 (1971), otros sistem as de m edición del ruido usados en algunos países in clu y e n el nivel díanoche, L dn, u na m edida a larg o plazo del L A eq con una sanción d e 10 dB aplica da a niveles de tiem po n o ctu rn o de 22,00 a 07,00 horas, y el n iv el d e contam ina ción p o r ruido, L NP, que se define com o sigue: Lw = L Acq + Kff
(9.12)
donde K es una constante norm alm ente cifra d a en 2,56 y a es la desviación están dar. P ara la evaluación del ruido del tráfico se utiliza a v eces el índice de ruido del tráfico (T N I), que tiene una correlación adecuada con la m o lestia subjetiva: T N I = 4(La10 - L A50) + La90 - 30
(9.13)
Para controlar el ruido de aviones, adem ás del L Aeq, el LAE o de valores seleccio nados de L ^ ,, se utilizan otros sistem as diferentes de m edición. Éstos tienen en ju en ta el espectro de frecu en cia asociado a los aviones. Por ejem p lo , el decibelio de ruido percibido, P N dB , es una m edición compleja que re q u ie re el análisis de un tercio de banda de octav a. No obstante, p ara muchos o b jetiv o s es suficiente m ente preciso m edir directam ente en dB A y sum ar 13. H ay una tendencia internacional hacia el uso del LA , su p lid o p or varios n iv e les L m , para la evaluación de la m olestia del ruido com unitario. Sin em bargo, los sonidos im pulsivos son particularm ente m olestos y se n ecesitan m edidores de nivel de sonido equipados con una p o n d eració n de tiempo «I» p ara calcular los niveles m áxim os de dichos sonidos. D eb id o al cortísimo tie m p o de propagación (m enos de 50 ¿ í s ) los m edidores de nivel d e sonido no calcu larán con precisión los niveles pico de las arm as de fuego p eq u eñ as y se requieren equipos especiales para calcular los daños auditivos p roducidos p o r el ruido d e dichas armas.
9.5. ESTÁNDARES DEL RUIDO Los um brales o estándares de ruido se especifican generalm ente com o parte de la autorización de proyectos propuestos. L os valores especificados varían con el uso del suelo existente, el n iv e l de ruido de fo n d o en el área y el tip o de proyecto. H ay a m enudo diferencias significativas e n tre los estándares d e ruido especificados por diferentes autoridades d e planificación. L o s estándares d e ruido externo esp e cificados en viviendas cercanas o en los lím ites de una obra pueden variar d e un LAcq de 40 a 70 dB A d e d ía y de 35 a 60 dB A de noche. L o s valores típicos para las áreas residenciales deberían estar en el extrem o inferior de esta gama.
f V « C « « I te « « 1 « * *
546
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
9.5.1. Normativa de la UE sobre el rudio L a N orm ativa U E (86/188/C E E ) trata de la p rotección de los trab ajad o res contra los riesgos relacionados con la exposición al ruido en el trabajo. El objetivo de 1a norm ativa es red u cir el n iv el de ru id o sufrido en el trabajo, to m an d o m edidas en la fuente de ruido. Se utilizan dos niveles de exposición: • E xposición diaria perso n al de un trabajador al ruido, L gpd:
AiP.d _ ^Atq,Tr +
l°SlO
Tn
*T,
donde
L AsqTr = 10 lo g 10
T.
> aOO’ Jo Lp (0)J
di
Tc - la duración d iaria de la exposición d e un trabajador al ruido
f « f <«
7"0 = 8 h
p A = la p resión de sonido instantáneo p o n d e ra d a en A, en Pa M edia sem anal de los valores diarios, Z-EPiW:
<<«<««
f <««
f «<«
¿ E P ,„ = K n ° g 1 0
r I l o 0-1^ P k~l
donde (.LEP¡d)k = los valores de L EP i para cad a uno de los m días laborables de la sem ana considerada. L a N orm ativa de la U E especifica que cuando el nivel d e exposición d iaria sobrepasa los 85 dB A , el trab ajad o r debe ser alertado de los rie sg o s y entrenado para usfu' protectores de oídos. Si el nivel de-ex p o sició n d iaria sobrepasa los 90 dBA, se d ebería p o n er en m arch a un p ro g ram a para re d u c ir lo s niveles.
9.5.2. Los niveles permisibles de exposición al ruido del Departamento de Trabajo de EE UU E l D epartam ento de T rabajo de E E U U (1971 a 1979) definió la duración m áx i m a perm isible de exposición a los niveles d e ruido que se re p ro d u ce en la T a b la 9.4.
C O N T A M IN A C IÓ N P O R R U ID O
547
Tabla 9.4. N iveles permisibles de ruido ocupacional del Departamento de T rabajo de EE UU Nivel del sonido (dBA)
■ D uración (h/día)
90 92 95 97 100 102 105 110 115
.
S 6 4 3 2 1,5 1 0,5 <0,25
9.6. MEDICIÓN DEL RUIDO 9.6.1. Medidores de nivel de sonido Si bien no se puede m edir directam ente la p o te n c ia de sonido, s í se puede m ed ir la intensidad d e sonido c o n instrum entos m o d ern o s (ISO 9614). L os m edidores de n ivel sonoro* se em p lean p ara m edir e] n iv el d ep resió n de sonido. Los m e d i dores de ruido se clasifican com o sigue: T ipo T ipo T ipo T ipo
0 1 2 3
P ara situaciones de referencia en laboratorios. N ivel de p recisión, usado p ara m ediciones de cam p o exactas. N ivel industrial, p ara trabajos d e cam po no críticos. N ivel de cam p o con indicadores d e nivel de sonido d e bajo coste.
L as tolerancias de construcción para varias funciones del sistem a de instru m entación se especifican en las publicaciones del Comité In ternacional de E le c tró n ica (IEC) IE C 651 (m edidores de sonido convencionales) e IE C 804 (m edido res de sonido integradores), adem ás de en n o rm a s nacionales sim ilares com o BS 5969 y BS 6698, A N SI S I . 4, etc. Se co n tro la cada pieza del instrum ento y se detallan pruebas p ara aseg u rar el m anejo co rrecto . Las precisiones globales para las condiciones específicas d e referencia son d e 0,7 dB para el tip o 1 ,1 ,5 dB para el tipo 2 y 2,5 dB para el tipo 3. Se recom ienda utilizar los in strum entos del tipo 1 para m ediciones industriales y para las m ed icio n es am bientales que incluyan cuestiones legislativas. E l m icrófono es uno d e los elem entos m a s im portantes del sonóm etro y típi cam ente es el que determ ina el tipo de instru m en to . D ebe e sta r protegido de daños m ecánicos, de la h um edad, y de la tu rb u len cia de baja frecu en cia del vien to. Se debe usar siem pre q u e sea posible (in c lu so en interiores) u n a cubierta co n travientos y lluvia ajustada al m icrófono, p a ra aislarlo del p o lv o y suciedad así com o de ruidos de viento.
* D e n o m in a d o s so n ó m e tro s.
548
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
L os sonóm.etros suelen in co rp o rar redes de ponderación en A y en C , y dispo nen de posiciones de lectu ra «rápidas» y «lentas». L a posición le n ta se u sa sólo para observaciones g rabad as m anualm ente. O tras p restaciones q u e p u ed en ofre cer incluyen visualizacion es digitales, m ed icio n es del nivel d e p ico y d e im pulso, cálculo autom ático del LAeq, L AN, etc. L a m ay o ría de los m ed id o res d e n iv e l de sonido de los tipos 1 y 2 in clu y en una con ex ió n R S-232 están d ar p a ra la transfe rencia de datos a o rdenado res o im presoras. H ay disponibles p ro g ram as sofistica dos de análisis por o rd en a d o r que perm iten el cálculo y p resen tació n d e una gran variedad de datos. T am bién su ele disponerse d e filtrados de o ctav a o d e tercio de octava y salidas p ara registrad o res gráficos de nivel o m ag n etó fo n o s. D ebem os indicar que lo s m agn etó fo n o s deben aco p larse a la frecuencia d el m ed id o r de nivel de sonido utilizado. N o obstante, la grabación con m a g n eto fó n n o suele ser necesaria, a no ser que se n ec e site un análisis concreto de las m ed icio n es de m id o que no esté disponible con la in strum entación de m edición (por ejem p lo , u n aná lisis de banda de octava) o cuando fuera ú til dem ostrar en algún proced im ien to judicial que unos d eterm in ad o s sonidos son m olestos. E xisten los sistem as de cin ta digital de audio (DAT), q ue se p u ed en u sar para grabar sonidos directam ente en el cam po (en v ez de u sar m edidores d e n iv el de sonido). T odos los análisis y cálculos de los p arám etros del ruido se llevan a cabo m ediante el subsiguiente an álisis p o r ordenador. P or ejem plo, los análisis de fre cuencia de b an d a estrecha se pueden efectu ar así. D ichos sistem as facilitan el cum plim iento puntual de las especificaciones d e m edición del tipo 1. L o s p ro g ra m as de ordenador d isponib les pueden o frecer salidas sim ultáneas d e g ráfico s y de audio que pueden ser de u tilid ad para aq u ello s dedicados a ju z g a r las m olestias causadas p o r el ruido. L a exposición in d iv id u a l de un trab ajad o r al m ido se p uede m e d ir co n un dosím etro de ruidos perso n al. P uesto que el m icrófono se co lo ca en la ropa del trabajador o en su aparejo d e cabeza, u n dosím etro de ru id o s o frece niv eles de sonido que son alrededor d e 3 dB m ás altos q u e el nivel que se g rab aría en ausen cia del trabajador, debido a los efectos de reflexión.
9.6.2. Calibración L os m edidores de nivel de sonido se deben calib rar con un pisto n ó fo n o o con un calibrador de nivel sonoro, tan to antes com o después de u sarlo s. E stos in stru m en tos ofrecen u n a señal acú stica conocida a una' o m ás frecuencias. T am b ién se requiere llevar a cabo u na calibración anual com p leta bien p o r p arte del fab rican te o p o r un laboratorio cualificad o de p ru eb as acústicas. Se debería llev ar un registro de cada calibració n anual y de todos los ajustes de calib ració n de cada m edidor de ruido.
9.6.3. Procedimiento de medición El procedim iento reco m en d ad o varía según el objeto de la m edición del ruido. P o r ejem plo, la m edición d e la presión de sonido en el lu g ar de trabajo se debería
C O N T A M IN A C IÓ N PO R RU ID O
549
hacer preferiblem ente en el cam po sonoro inalterado del lugar de trab ajo (estando ausente la persona afectada), con el m icrófono colocado en la p o sició n norm al m ente ocupada por el o íd o expuesto al m ayor v alo r de exposición (C E , 1986). De ¡gual form a, las m ediciones de ruido am biental se tom an n orm alm ente en ubica ciones donde se puedan p ro du cir las m áxim as m olestias de ruido. P o r regla gene ral se supone que es ju n to a las viviendas lim ítrofes m ás próxim as. E l m icrófono se suele colocar a u n a altura d e 1,2 m sobre la superficie del -uelo. S e debe tener en cu e n ta la presencia de superficies próxim as q u e reflejen el onido. C uando se m iden las intrusiones de ruido, se recom ienda q u e el nivel de ruido de fondo sea p o r lo m enos 10 dB más bajo que el nivel d e ruido intruso. ? a ra lo s fines de las N o rm as de A islam iento del R uido para las viviendas en el R eino U nido, el ruido del tráfico se evalúa en un punto de recepción localizado a 1 m etro p o r delante de 1a p arte m ás expuesta d e una ventana ex tern a o de una puerta (N orm ativa U E 86/188/C E E ). Sin em bargo, cuando se p resen tan fuentes de ruido significativas d istin tas al tráfico, se especifica una posición diferente del m icrófono.
9.6.4. Condiciones físicas para la medición Se deben tener en cuenta la velocidad del viento y su dirección resp ecto al m icró fono. L as m ediciones v álidas se pueden to m ar con velocidades del viento de hasta 5 m /s. A m ayores velocidades del viento, el ruido turbulento causado por éste pued e enm ascarar la fuente de ruido a m edir. No obstante, se pueden aceptar m ediciones con velocidades del viento de hasta 10 m /s. En general los picos del ruido del viento deberían estar al m enos 10 dB p or debajo de la fu e n te d e ruido a m edir. Para m ediciones en exteriores se deberían usar siem pre los parabrisas con tra el viento. U nos niveles de h um edad de hasta un 90 p or 100 y unas variaciones de p re sión de ±10 por 100 tienen efectos despreciables para las m ediciones del ruido. Las m ediciones no se alteran a m enos que la tem peratura esté p o r debajo de - 1 0 °C o p o r encim a de 50 °C. Sin em bargo, los cam bios bruscos de tem peratura pueden ocasionar condensación en el m icrófono. Los m edidores de nivel de soni do son relativam ente insensibles a la vibración, m ientras que los cam pos m agné ticos o electrostáticos tienen efectos despreciables. L as superficies de carretera m ojadas dan unos niv eles increm entados de ruido, p o r lo que las m ediciones del ruido de tráfico se tom an n orm alm ente cuando la superficie de la'carretera está seca.
9.6.5. El informe de la medición del ruido Los datos sobre el ruido am biental se utilizan con frecuencia en procedim ientos legales y es esencial que las circunstancias de la m edición estén cuidadosam ente docum entadas en un in fo rm e form al de la m edición. D e acuerdo con Bruel y
I I I I f I t I f f I f f f f I I I f f I t t M f f f € I t f H
550
INGENIERÍA AMBIENTAL
K jaer (1992), se d eberían in clu ir los sig u ien tes.p u n to s en un in fo rm e sobre el ruido: 1. 2. 3. 4. 5. 6
.
7. 8 . 9. 10. 11.
E l tipo de m o d elo y núm ero de serie del m ed id o r de n iv e l de sonido em pleado. L a fecha de la ú ltim a calibración p o r el laboratorio. U n a declaración d e la calibración in situ antes y después d e las m ed icio nes (incluyendo el equipo de calibración utilizado). L as redes de po n d eració n y las réplicas del m ed id o r (rá p id as o lentas) em pleadas. U na d escripción d el área y d e las fuentes de sonido, in c lu y en d o el tipo de sonido (contin u o , interm itente, im pulsivo, o de tonos p u ro s). U n boceto del lu g a r de la m edición m o stran d o las u b ic a c io n e s del m i crófono y de las fuentes de sonido. L a h o ra y la fe c h a de la m edición. U n a descripción d e las condiciones m eteorológicas. E l nivel de ru id o de fondo si se están m id ien d o in tru sio n es de ruido. L os nom bres d e las personas involucradas. _ U na descripción general de las m ediciones, incluyendo u n sum ario de lo s niveles de lo s diferentes criterios sobre el ruido p a ra lo s períodos tem porales relev an tes. Se debe hacer especial hincapié en la presencia d e tonos puros (p o r ejem plo, silbatos) o de sonidos im p u lsiv o s com o estallidos, chirridos, etc., que podrían ten er un efecto a la rm a n te ..
A dem ás de los puntos anterionnente citados, los inform es de m ed ició n de ruido am biental norm alm ente inclu y en unos valores tabulares de los niv eles de criterios sobre el ruido para cada h o ra del período de m edición y unos gráficos q u e m uestran la variación de estos criterio s a lo largo del período de m edición. E n la siguiente sección se m uestra un ejem p lo de inform e de m ed ició n del ruido am biental.
9.6.6. Estudio de caso: Informe de las mediciones de mido en la planta de grava y arena ABC D e sc rip c ió n d e la fu e n te d e ru id o en la p la n ta . L as prin cip ales fuentes de ruido son la planta de co m p resió n y la planta de cribado d e ’grava y arena. Otras fuentes ocasionales de ru id o proceden del m achaqueo d e la ro ca y d e la carga de cam iones con piedra y g ra v a m ediante volquete aéreo. L a u bicación de la planta en una an tig u a cantera aseg u ra u n a protección co m p leta c o n u a las em isio n es de ruido de todas las viviendas contiguas en el lado su r del río. N o h a y viviendas justo en el otro lado del río q u e no estén protegidas p o r curvas de n iv el del terreno excepto la del señor N ew b u ry que trabaja una p e q u eñ a gran ja ju n to a su vivienda. No obstante, el ruido q ue se genera en esta granja (alred ed o r de 64 d B ) enm ascara cualquier ru id o procedente de la p lanta A BC. D e sc rip c ió n del r u id o to ta l. El nivel m áxim o de ruido en la p la n ta durante el funcionam iento com pleto es de unos 70 dBA ju n to a la p lan ta-de cribado de
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
551
grava y arena. E n el lím ite interior d e la planta el ru id o se reduce a 5 0 dB A o m enos a causa d el efecto filtrante de la elevación del terreno. N o se observaron tonos puros pero sí ruidos im pulsivos ocasionales producidos p o r el vertido de piedras desde tolvas superiores sobre los cam iones. M ed icio n es d e l ru id o .
Se to m aro n dos series de m ediciones del ruido:
• D e las 17.00 h del m iércoles 24 de febrero a las 17.00 h del jueves 25 de febrero • D e las 17.00 h del jueves 25 de febrero a las 17.00 h del viernes 2 6 de febrero El m icrófono se situó a 30 m etros del edificio de oficinas a u n a altura d e 1,2 m etros sobre el suelo. D urante:el p rim e r día, el viento era de fresco a m oderado. El segundo día e l viento era m oderado. El equipo em pleado fu e un m edidor de nivel de sonido integrador C irras tipo de m o d elo C R L 702, un m icrófono de exterior tipo M K 425 y un calibrador d e nivel de sonido del tipo 5.1 ID. El in stru m ento se ajustó p ara hacer un m uestreo de los niveles de sonido ponderados p o r A, 16 veces p o r segundo. R e su ltad o s. L os resultados del p rim er día se m uestran en la T abla 9.5 y en la Figura 9.8. E l análisis de la T ab la 9.5 nos da:
Día T iem po interm edio: N oche:
24 h 17 h-20 h 6 h-7 h y 20 h-22 h 2 2 h- 6 h
L cq = 53,1 L cq = 56,0 L = 40,4 L = 38,3
dB A dBA dBA dB A
El nivel m ás b ajo de detección del m edidor fue de 35 dBA. D urante las horas nocturnas de 2 2 h a 6 h, se observa en la F ig u ra 9.8 que las ráfagas de v ien to elevaron el nivel de ruido de 38 h asta 50 dBA, inclu so aunque la lectura nocturna del L eq era de 38,3 dBA. El viento p u ed e elevar apreciablem ente el nivel de ruido de fondo. Los resultados del segundo día se ofrecen en la T ab la 9.6 y en la Figura 9.9. El análisis de la T ab la 9.6 nos da:
Día: T iem po interm edio: N oche:
24 h 17 h-20 h 6 h-7h y 2 2 2 h- 6 h
0
h- 2
2
h
Lcq = LK] = Lcq = L =
55,5 5S,3 35,9 35,6
dBA dBA dBA dBA
C om o durante la noche sólo hubo vientos m oderados, la lectura nocturna del Leq fue de 35,6 dB A . E sto contrasta con los 38,3 dB A de la noche anterior. Sin e m bargo, la lectura diurn a del Lcq del segundo día fu e de 58,3 dB A en com paración con los 56,0 del día anterior. En general, ambos días ofrecen resultados sim ilares en los tiem pos de prom edio largo. N o obstante, se observa en los trazados de am bas figuras que hay valores instantáneos que superaron los 70 dB A , si bien ello se debió a ruidos im pulsivos en la- carga d e los cam iones.
552
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabla 9.5.
M e d icion e s del ruido para el día 1, en la cantera de grava y arena, to d o s en dBA .•■■■_ . • J.- . :
'... Período (h, mili) 'J. 17,27 18,27 19,27 20,27 21,27 22,27 23,27 0,27 1,27 2,27 3,27 4,27 5,27 6,27 7,27 8,27 9,27 10,27 11,27 12,27 13,27 14,27
55,2 35,6 41,8 40,6 35,6 36,1 36,5 37,6 38,8 41,9 37,0 39,0 36,1 39,2 52,8 55,2 55,9 57,1 57,8 59,2 58,9 55,9
(desviación estándar)
niveles . m áxim os'
10,5 0,1 5,8 5,0 0,2 1,0 1,4 2,3 3,0 3,8 1,9 3,2
61,5 35,7 50,3 50,3 36,2 41,0 42,2 44,9 48,4 49,2 43,7 47,3 40,8 50,9 63,3 64,3 62,9 65,0 64,9 64,7 70,2 65,0
1,1 3,9 10,6 3,0 2,5 3,1 2,8 2,3 5,2 3,1
;i V; ^10 ' “: “ ■ v m olestia ' - raid o de subjetiva " !; fondo 51,5 35,6 45,3 42,0 35,6 36,1 37,4 40,2 • 40,8 45,1 39,0 41,9 36,0 37,5 56,0 56,6 58,0 60,0 60,2 61,3 60,5 57,7
40,5 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,7 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 51,0 52,6 52,8 53,8 55,9 51,S 51,8
L cq global: 53,1 dBA
Figura 9.8.
Traza de la m edición del ruido para el día 1 en la cantera de arena y grava.
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
Tabla 9.6.
M ediciones del ruido para el día 2, en la cantera de grava y arena, todos en d B A : ■--■-ir'--- -
-.. Período ’ . (h, min) " 16,29 17,29 18,29 19,29 20,29 21,29 22,29 23,29 0,29 1,29 2,29 3,29 4,29 5,29 6,29 7.29 8,29 9,29 10,29 11,29 12,29 13,29 14,29 15.29
553
.58,0 56,3 40,1 35,9 35,7 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 65,1 55,4 58,0 5S,7 60,5 60,2 59,5 5S,7 61.2 58,0
€
S (desviación • estándar) 2,3 6,2 4,5 0,8 0,4 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 2,1 4.0 2,5 2,5 4,4 2,5 2,7 3,2 2,4 2,4
L, . niveles • .m áxim os 63,4 63,0 52,2 40,1 36,9 35,7 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 45,8 62,0 64,8 65.1 72,8 65,3 65.5 67,1 66,2 64,1
•
~ m olestia subjetiva
.■ L IJS ~ ruido de fondo
60,1 59,1 37,8 35,7 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 37,2 58,0 60,1 60,9 61.9 62,7 62,0 61,0 63,6 60,2
54,8 47,3 35,6 35,6 35,6 35,6 35.6 35,6 35.6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 35,6 49,9 54,5 55,1 54,1 56,5 55,2 54,1 57,4 54,6
global: 55,5 dBA
Figura 9.9.
Traza de la medición del ruido para el día 2 en la cantera de arena y grava.
554
INGENIERÍA AMBIENTAL
9.7. PROPAGACIÓN DEL SONIDO EN EXTERIORES 9.7.1. Difusión geométrica Con frecuencia h a y q u e calcular el n iv el de presión del sonido recib id o p o r u n oyente en un p u n to y producido p o r una fuente d e ru id o con u n a poten cia de sonido de W vatios. P ien se en el sonido que se p ro p a g a e sféricam en te desde u n a fuente que se p u e d a con sid erar c o m o puntual. E sto se p uede asu m ir cuando n o hay superficies só lid as cercanas ni lím ites fluidos y cuando las d im ensiones de la fuente d e sonido son pequeñas co n relació n a la d istan cia al p u n to d e recepción. Como se ha indicado con an terioridad, la in tensidad acú stica (7) a u n a distan cia r en m etros es: I =
A nr
r v atio s/m 2
(9.4)
P or consiguiente, la intensidad acú stica es in v ersam e n te p ro p o rcio n al al cu ad rad o de la distancia. É sta es la ley de la inversa del cuadrado. E l n iv e l de p resió n sonoro en decibelios, L pí es, según h em o s definido previam ente:
- Puesto que la in ten sid ad acústica ( / ) es p roporcional al cuadrado d e la presión d e sonido, el nivel de presión de sonido recibido a u n a distan cia r en m etros de la fuente puntual d e W vatios es: (9.14)
(9.15) (9.16)
D ebem os señalar q ue el nivel de p o ten cia de sonido es in d ep en d ien te de] am b ien te (dependiendo en teram en te de la fu en te de ruido). E l nivel d e p resió n del sonido depende de la p o ten cia de salida d e la fuente, de las características de la tray ecto ria de transm isión y del am biente en la posición d e m edición. C on la E cuación (9.14) se p u ed e com probar q u e si se d u p lica la p otencia de sonido de la fuente, el increm ento resu ltan te en el nivel de p resión del sonido a una distancia r sería de 3 dB aproxim adam ente. D e igual m anera, si hay d iez fuentes de sonido idénticas, en v e z de u n a sola, el increm ento resu ltan te sería de 10 dB. Si se d u p lica la distancia d esd e u n a fuente p untual, el d etrim ento re su ltan
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
555
te en el nivel de presión del sonido calculado a p artir de la ec u ac ió n anterior sería de unos 6 dB.
9.7.2. Directividad L a m ayoría de la s fuentes de sonido no se p ro p ag an unifo rm em en te en todas las direcciones. E sto es así debido a las características direccionales de la fuente de sonido (que pu ed e depender de la frecuencia) o debido a restriccio n es externas de superficies cercanas. N o se suele disponer de datos sobre la directividad d e los sonidos industriales y p uede que se tengan q u e m edir o ca lc u lar p a ra cada fu en te individual. El ín d ice de directividad (dB) en u n a dirección esp ec ífic a es la d ife rencia entre el n ivel m edido de potencia de so n id o y el valor b a sad o en la p resu posición de una radiació n u niform e en todas las direcciones. L os efectos d e la directividad a causa d e las restricciones d e la superficie se pueden calcular exam inando la posición d e Ja fuente. E jem p lo s de ello son las fuentes de sonido localizadas ju n to al suelo o aquellas situ ad as lejos de é ste y ju n to a una pared. E n vez d e la radiación esférica del sonido, se produce un patrón de radiación hem isférica. P o r consiguiente, el área superficial a través de la que se difunde el sonido se re d u ce a la m itad, y la intensidad del so n id o es el doble de intensa que la de la radiación esférica. El térm in o Anv2 de la ecuación superior se sustituye por 7 n r 2 y el nivel de presión so n o ra a una d istancia r pasa a ser: L p = L „ - 20 log /■ -
(9.17)
8
El nivel de presión del sonido es, p or tanto, 3 dB más alto q u e en la situación no restringida.
9.7.3. Fuentes de sonido difusas N o se puede p resu p o n er que las fuentes de ru id o sean fuentes puntuales a m enos que la distancia al punto de recepción sea g ran d e en com paración con las d im en siones de la fuente. Sin em bargo, m uchas fu en tes de ruido co m u n itario o am bien tal pueden considerarse fuentes puntuales; p o r ejem plo, u n a m áq u in a pequeña o un coche a distancias superiores a 20 ó 30 m . U n ejemplo de fu e n te difusa es una fuente infinitam ente larga q u e propaga ondas sonoras que tienen form a cilindrica. El área superficial a través de la cual se p ro p ag a el sonido a u n a distancia r d e la fuente es de 2 n r p o r unidad de longitud. P o r esta razón, el n iv e l de presión del sonido a una distancia r es: L , = L,„/m - 1 0 l o g 2 7 tr= = L wfm - 10 lo g r - S donde
L w/m = el nivel d e poten cia de sonido p o r metro
■
(9.18) (9.19)
556
Hp ^
INGENIERÍA AMBIENTAL
De acuerdo con la ecuació n anterior, el d escen so de ruido d eb id o a la duplicación de la distancia d esd e la fu en te es de 3 dB (com parado con los 6 dB p ara la fuente puntual). El ruido de u n a autopista o de un tren largo se acerca a dicha fuente,. ofreciendo una red u cció n de cerca de 3 dB p ara el d oble d e distancia.
9.7.4. Campo acústico próximo
ÜP
El cam po próxim o e n ruido im plica distancias de m enos d e dos veces la d im en sión lineal m áxim a de la fu en te de sonido. P o r encim a de esta distancia, la posición se considera co m o el cam po lejano. E n el cam po p ró x im o , el n ivel de presión sonora flu ctú a co n la distancia y n o se som ete a la ley d e la inv ersa del cuadrado. En general, a las m ediciones d e ruido am b ien tal no les incum be el cam po próxim o.
^
9.7.5. Atenuación
n»
El nivel de presión de sonido recibido p o r u n a fuente no direccio n al a una d istan cia m ayor que el cam p o cercano se aten ú a p o r la d ifusión geo m étrica, adem ás de p or las condiciones am bientales entre la fu en te y la p o sició n de recepción.
^
A te n u a c ió n p o r la d is ta n c ia . C om o h em o s descrito p reviam ente, el alcance de la difusión g eom étrica d epende del tip o de fuente y d e la presencia de lím ites cercanos. L a d u p licación d e la distancia da u n a reducción de 3 dB p ara una fuente lineal o de 6 dB p a ra u n a fuente puntual.
(p Kp
<¡p
Üp
A te n u a c ió n a tm o s fé r ic a . La en erg ía siem pre se disipa a través de un fluido por transm isión a cau sa de la co nductividad térm ica, visco sid ad , etc. L a tasa de absorción de sonido con la d istancia d e p en d e de la frecu en cia de la fuente de ruido. V aría asim ism o con la tem p eratu ra y la hum edad, p e ro las variaciones de presión tienen p o co efecto. C uando la tem peratura ascien d e hasta unos 20 0C (dependiendo de la frecu en cia de sonido), la absorción au m enta; pero p o r en cim a de los 25 CC la tasa de absorción d ism inuye. Para una frecu en cia de 1 lcHz y una tem peratura de 10 °C, la reducción es de ap roxim adam ente 3 dB p o r km . L a tasa de pérdida es m ay o r a frecu en cias m ás altas y con valores m ás bajos de h um edad relativa. L a atenuación atm o sférica en g e n eral es relativ am en te pequeña en co m paración con la de otros facto res, excep to p ara las frecu en cias m ás altas. L a T abla 9.7 ofrece los valores de atenuación atm osférica p a ra las frecuencias cen tra les del tercio de o ctav a m ás grave de cad a banda. Los valo res d e frecuencia entre paréntesis son las frecu en cias centrales de la banda de o ctava. C uando se realicen cálculos en las ban d as de octava, se p u ed en utilizar los d ato s de los tercios de octava citados m ás arriba. A te n u a c ió n d e b id a a las c o n d ic io n es m e te o ro ló g ic a s. H ay relativam ente po ca inform ación co n relació n a la aten u ació n causada p o r la lluvia, la brum a, la niebla, o la nieve. S e h a m encionado un v a lo r de 0,5 d B /km en la niebla (D avis y
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
T ab la 9.7.
557
V alores d e a b so rc ió n a tm o sfé ric a , en dB /km a 10 °C H um edad relativa (% ) ■ '
Frecuencia (Hz) 5 0 (6 3 )* 100 (125) 200 (250) 400 (500) «00 (1.000) 1.600 (2.000) 3.200 (4.000) 6.300 (8.000)
60 0,1 0,3 0,8 1,7 3,0 7,2 23,1 82,3
70 ’ 0,1 0,2 0,7 1,7 3,1 6,2 17,S 62,4
SO
90
100
0,1 0.2 0,7 1,7 3,1 6,2 17,S 62,4
0,0 0,2 0,6 1,7 3,1 6,0 16,3 55,9
0,0 0,2 0,6 1,6 3,2 5,9 15,2 50,9
* Los números entre paréntesis son las frecuencias centrales de la banda de octavas. Adaptado de Herbert el al., 1989.
C ornw ell, 1991). E stos efectos, por reg la general, se ignoran en las predicciones del nivel de ruido. Sin em bargo, la tem peratura variable o las gradientes de la v elocidad del viento p u ed en ocasionar variaciones grandes en los n iveles de ruido a distancias superiores a 100 m de una fuente de ruido. Cuando la fuente está contra el viento, o cuando la tem peratura dism inuye con la altura, las ondas sonoras se refractan desde el suelo, provocando una disminución en los niveles de sonido. Lo contrario ocurre cuando está en la dirección del viento o cuando hay u n a inversión de tem peratura. L os efectos de las inversiones de tem peratura son desechables'para distancias cortas pero pueden sobrepasar- los 10 dB a distancias cercanas a los 800 m (D avis y C ornw ell, 1991). H abitualm ente, las atenuaciones m eteorológicas osci lan de p o r encim a de ± 6 dB para frecuencias de hasta 0,5 k H z y ± 1 0 dB por encim a de 0,5 kH z (H erbert et al., 1989). L as evaluaciones d e ruido ambiental om iten a m enudo los efectos del viento y la tem peratura debido a su variabilidad. E fecto s de la su p e rfic ie del te rre n o . A cústicam ente, las superficies suaves de terreno, com o la hierba, la tierra cu ltivada o la grava, absorben energía sonora y reducen los niveles d e ruido percibidos. A cústicam ente, las superficies duras, com o el horm igón o el agua, reflejan las ondas sonoras y absorben p o ca energía sonora. El alcance de la atenuación sonora de las superficies acú sticam ente sua ves v aría con la frecuen cia y con las alturas de la fuente de ruido y del receptor. A m bos deberían estar a m enos de 10 m sobre el suelo y el ángulo rasan te del rayo reflejado en el suelo debería ser de m en o s de unos 3o para efectos significativos y de m enos de unos 0,5° p ara el m áxim o provecho (H erbert et al., 1989). Debido a los efectos significativos de la frecuencia, es difícil dar cuu’ .,.,ier dato general de absorción para superficies acústicam ente suaves; las atenuaciones varían de 0 a m ás de 20 dB p o r 100 m . N o obstante, la hierba da unos valores altos de atenua ción a frecuencias bajas (de 0,3 a 1 kH z) donde el control del ruido es normal m ente m ás difícil. H ay m ás inform ación disponible en otras fuentes (H erbert et al., 1989; Piercy et al., 1977 y A ttenborough, 1982).
W
558
^
A te n u a c ió n so n o ra p o r ios á rb o le s. En contra de la o p in ió n pública, se obtiene p o c a reducción so n o ra con franjas estrechas de árboles. S e necesita una plantación densa y anch a (m ás de 50 m ) con follaje h asta el n iv e l del suelo para que h a y a u n a absorción sign ificativ a de sonido. Se p u ed e o b ten er u n a reducción de alrededor de 0,1 dB p o r m etro de espesor.
íp
^ ^
^
^
INGENIERÍA AMBIENTAL
E fe c to d e la to p o g r a fía d e l te rre n o . É ste varía con la ce rcan ía de las ondas sonoras a la superficie del suelo; toda la atenuación d el terreno se p u e d e perder en un valle. N o se dispone d e inform ación generalizad a sobre los e fe cto s de la topografía y norm alm ente se req u ieren m ediciones en el sitio. S u p e rfic ie s re fle c ta n te s y b a r r e r a s d e ru id o . E l nivel de so n id o cerca de una superficie vertical lisa y dura, com o la fach ad a de un edificio, es el resultado de las ondas sonoras tan to directas com o reflejadas. Justo en la superficie los efectos com binados dan u n n iv el de sonido increm entado de 6 dB, red u cién d o se a unos 3 dB dentro del m e tro aproxim ado d e distancia al suelo. E l efecto de la superficie vertical d ism in u y e cuando el p u n to de m edición se m u e v e y se hace insignificante a distancias superiores a los 1 0 m. Se crea una som bra sonora cuando la lín ea de visión desde una fu en te de ruido al receptor está cortada p o r una barrera. Sin em bargo, las som bras sonoras no se definen claram ente com o som bras claras p orque las longitudes de o n d a del sonido son com parables a las dim ensiones de las barreras de m ido prácticas. Por dicha razón, las ondas sonoras tienden a doblarse alrededor de la p arte superior y los extrem os de una barrera. E l alcance v a n a con la frecuencia; cuanto m ás baja sea la frecuencia, m ayor es la difracción y m enor es la atenuación sonora resultante. Para que unas barreras sean eficaces deben estar lo m ás cercanas posible b ien a la fuente del ruido o al receptor. A dem ás, deben d e ser lo suficientem ente altas y largas como para asegurar qu e el ruido no escape por los extrem os. T am b ién se debe m inim izar la transm isión del sonido a través de una barrera. N o rm alm ente el m ate rial de la barrera exige u n a m asa m ínim a p o r unidad de área de unos 10 k g /m 2. E llo perm ite el uso de m ateriales ligeros com o las placas de am ianto o los tableros de cartón. N o obstante, son preferibles los m ontones de tierra, tanto p o r su aparien cia com o p o r su conveniencia. E s im portante asegurarse que no h a y a grietas o agujeros en una barrera so no ra o p uede no se consiga la aten u a ció n prevista. L o s efectos de las b arrera s son funciones com plejas de la d iferen cia entre las longitudes d e trayectoria del nivel de ruido directo y reflejado y d e las longitudes de o nda sonora. El cálculo, de la atenuación sonora de las b arreras de longitud finita está fuera del alca n ce de este libro. L a atenuación ap ro x im ad a de una fu en te puntual m ediante u n a b a rre ra d elgada in finitam ente larg a y de suficien te m asa com o para ignorar la tran sm isió n directa se puede calcu lar de la fo rm a siguiente (A ttenborough, 1991): A = 1 0 1 o g 1 0 (3 + 20/V) donde
diferencia de ü’ayectoria N = ± — :-------:— — ------- :-----lon g itu d de onda
y
A = la atenuación en dB
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
559
E xiste inform ación m ás precisa en otras fuentes (H M S O , 1988; H erb ert et. al., 1989). D ebem os señ alar que la atenuación debida a los efectos del terreno se pierde en gran p a rte cuando se in se rta una barrera a causa de la elevación del nivel de la nueva fuente d e ruido efectiv a (parte su p erio r de la barrera). L as atenuaciones prácticas de las barreras de ruido rara vez exceden d e 10 a 15 dB.
9.7.6. Predicción del nivel de ruido exterior El nivel de presión sonora recibido en u n punto d epende del nivel d e potencia de sonido de la fuente, incluyendo su directividad y localización con respecto a Jas superficies cercanas, y de la atenuación a lo largo d e la tray ecto ria de transm i sión. L a presencia de superficies cercanas al punto de recepción p uede tam bién afectar al nivel de presión de sonido. L a siguiente ecuación p erm ite calcular di cho n ivel de presión de sonido recibido de una fuente puntual: Lp= Lw + D - 2 0 \ o g r - n - A 1 - A 2 - A 3 - A t + R donde
(9.20)
L p = n ivel de presión del sonido, dB L„, = nivel de potencia d e sonido de la fuente, dB p a ra 1 0 "
12
vatios
D = ín d ice de directividad, dB; para una fuente lo calizad a ju n to a una superficie lisa dura, se deben sum ar + 3 dB r = la d istancia directa d e la fuente al punto de recepción, m A l = la atenuación atm osférica, dB A 2 = la atenuación por condiciones m eteorológicas, dB A 3 = la atenuación por el terreno, dB A 4 = la atenuación p or b arreras, dB R = el increm ento debido a la reflexión del sonido en el punto de recepció n , dB C uando se dispone del nivel de p otencia de sonido de la fuente (en dB para 10 ~ 12 vatios) p ara la frecuencia central d e cada banda de octava, se d eb ería calcular la atenuación para cada banda por separado. El nivel d e p re sió n de so n id o resultante se d eb ería calcular com binando los diferentes niveles de dB com o se ha explica do anteriorm ente. E je m p lo 9.5. U na casa está sep arad a de un nuevo edificio in dustrial en pro yecto, prim ero p o r un jard ín de 1 0 m de largo con un seto de 2 m de altura y a continuación por una zona de aparcam iento nivelada de 20 m. A b ajo se m uestra el ruido de un ventilador situado a u n a altura de 1 , 8 m de la pared m ás cercana del nuevo edificio proyectado. C alcular si este ruido adicional traerá consigo un aum ento del nivel de ruido en la casa. El nivel de ruido am biente actual es de 55 dB A .
560
INGENIERÍA AMBIENTAL
■ . Frecuencia cen tral ..... de la banda de o ctava (Hz)
• 63
. 125
250
500-:
96
104
103
98
Nivel de potencia de sonido (dB)
Solución:
91
2 k
4k
8 k;
86
84
79
A2
A2
L a absorción atm osférica será inap reciab le p ara la distancia en cuestión y se ignorarán los efectos variables d e las condiciones m eteorológicas. P uesto que la zona de hierba es baja, habrá p o c a atenuación, m ien tras que la z o n a de aparca m iento de su p erficie dura no o frec e rá ninguna aten u ació n . El seto n o p ro d u cirá ningún efecto de b arrera sonora. L os efectos d e la reflexión se ignorarán, en principio. D ado que r = 30 m y D = 3 dB , para un patrón d e radiación h em isférica (no se da ningún dato específico de d irectiv id ad ), la E cu ac ió n (9.20) se red u ce a h
tP
k
(U sando la Ec. (9.20)):
L p = L w + D - 20 lo g r - 11 - A t
j^ jjj^ .
1
= L » + 3 - 2 0 log 30 - 11 = L,„ - 37,5
Frecuencia cen tral de la b an d a de octava ^ 3 ^
K (dB) ¿ , = ¿ ,- 3 7 ,5 Ponderación en A (dB)* Lp ponderado en A
96 58,5 -26,2 32,3
500
104 65,6 -16,1 50,4
103 65,5 -8,6 56,9
98 60.5 -3 ,2 57,3
■
91 53,5 0 53,5
S6 48,5 1,2 49,7
k£
84 46,5 1,0 47,5
8k
79 41,5 -1,1 40,4
* Usar la Tabla 9.3 o la Figura 9.6.
A continuación se calcula el n iv el de presión d e sonido resu ltan te com b in an do los diferentes niveles de L p p o n d erad o en A (sum ándolos de dos en dos, em p e zando por los dos valores m ás b ajo s) usando la T a b la 9.1 para o b ten er un nivel de 63 dB A . En co m binación con el n iv el de ruido am b ien te existente d e 55 dB A , el nivel de ruido esperado es de 64 dB A (63 dBA + 55 dB A = 64 d B A ). Los efectos de la reflexión ju n to a la fa ch ad a d e la casa podrían increm entarlo h a sta 67 dB A o m ás. P o r lo tanto hay un in cre m e n to significativo del nivel de ru id o en la casa (55 dB A 67 dB A ).
9.8. LINEAS DE NIVEL DEL RUIDO M uchos p royectos propuestos n ecesitan conocer el n ivel de ruido p revisto en el área circundante. L a F ig u ra 9 .1 0 m uestra las lín eas de nivel del ru id o típicas de una p ista de aterrizaje en un aero p u erto . L a T ab la 9.8 muesü'a las zonas de reco-
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
561
Figura 9.10. M ap a típico de las líneas de nivel del ruido (adaptado de la Cir cular Consultiva de la F A A sobre la Planificación de la Compatibilidad del U so del Suelo en Aeropuertos 150/5050-6, 1977).
m endación del uso del suelo (LUG) para grandes aeropuertos. Se observa en Ja Figura 9.10 q u e el nivel d e ruido en el lím ite del aeropuerto es de aproxim ada m ente 75 d B A . E n cuanto a la T abla 9.8, este nivel de ruido se sitúa en tre lo norm alm ente inaceptable y lo claram ente inaceptable. En esta gama, es fu n d a m ental la red u cció n positiva del ruido. Los niveles de ru id o ofrecidos en la F ig u ra 9.10 se consideran com o el prom edio día-noche, Ldll. En éste, el período diurno se establece e n tre las 7 a.m . y las 10 p.m . y el nocturno es el resto del tiem po total de 24 horas. L o s valores L,,„ parciales se calculan para cad a intrusión significativa de ruido. S e sum an , por tanto, de acuerdo con la siguiente ecuación para obtener el Lin total originado por todas las m aniobras de los aviones.
L a ,,
= 10 log,
(9.21)
562
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabla 9.8.
ir %
*
Zonas de reco mendación de ■uso del suelo
Cuadro guía del uso del suelo para distintos niveles de ruido en aeropuertos Clase de expo sición al ruido
Nivel de sonido" D irectrices de prom edio día- ■ : evaluación del noche L¿„ ■ ru id o
A
Exposición mínima
0-55
B
Exposición moderada
55-65
«Normalmente aceptable»
C
Exposición significativa Exposición seria
65-75
«Normalmente inaceptable» «Claramente inaceptable»
D
> 75
«Claramente aceptable»
C ontroles de ru id o sugeridos .
No hay ninguna consideración especial , Controles de ex plotación del suelo Se recomiendan controles Se recomiendan controles
Adaptado de la Circular Consultiva de la FAA 150/5050-6, 1977.
Se dispone de p rogram as de o rd en ad o r d esarrollados por la F A A p ara la p re dicción del m ido, de uso no restrin g id o al público, q u e incluyen e l m odelo inte grado de m ido (IN M ). L as líneas d e nivel del ruido son im portantes p a ra proyec tos propuestos alrededor de fuentes «ruidosas» ya ex isten tes, llegan d o a lim itar el volum en del proyecto; véase en n u e v a s viviendas ju n to a autopistas.
9.9. SECCIÓN DEL RUIDO EN UNA EVALUACIÓN DE IMPACTO AMBIENTAL L a legislación de la U E exige u n a d eclaración form al d e la evaluación d e im pacto am biental (D IA ) para las p ro p u estas de grandes p ro y ecto s (véase C apítulo 19). D icha evaluación tam bién debería fo rm ar p arte del pro ceso de diseñ o de otros proyectos propuestos. El capítulo del ruido en u n a D IA debería asim ism o incluir lo siguiente.
9.9.1. Prospección del ruido de base El objetivo de esta prospección es g ra b a r el clim a so n o ro en el área p o tencial de im pacto antes de la construcción d el proyecto p ro p u esto . D ebería n orm alm ente incluir la m edición del LAcq p ara indicar- el nivel to tal d e ruido y d e v alo res selec cionados de L an para rep resen tar los niveles de m id o m áxim o y de ruido de fondo-habitualm ente, bien el L A 1 o el L A 5 para re p re sen ta r los n iv e les m áxim os y el L M5 p ara los niveles de fondo. P a ra las propuestas d e carreteras se usa a m en u do el L mo par-a representar' los niv eles m áxim os de ru id o del tráfico. E l período de m edición m ínim o aceptable d eb ería ser de al m en o s 24 horas de un día entre
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
563
semana. Sin em bargo, cuando hay variaciones significativas d iarias del ruido, se necesitaría un período m ás largo. A ntes de nada, norm alm ente se determ inan los valores diurnos y nocturnos (y q uizás d e tiem po interm edio) d e los criterios de ruido elegidos. T am bién se elaboran valores de cada criterio p o r hora. El n ú m ero de posiciones a las que se n ecesitan las m ediciones del ru id o depende d e las ubicaciones d e viviendas adyacentes o de otras áreas sen sib les al ruido con respecto a las probables fuentes de ruido.
9.9.2. Niveles probables de emisión de ruido Se identifican las fuentes p o tenciales de ruido, sus niveles de poten cia de so n id o y su localización exacta dentro del proyecto propuesto y se calculan los n iv eles probables de em isión externa en los lím ites del sitio, en las viviendas cercan as y en otros lugares sensibles al ruido. Se debería incluir la p resen cia de cu alq u ier rasgo de reducción del ruido b ien dentro del sitio del p ro y ecto propuesto o a lo largo de la trayectoria de transm isión hasta los lugares sen sib les al ruido c o m o parte del proceso d e predicción del ruido. C ualquier ruido im p ulsivo o tono p u ro se debería an o tar con claridad. L os niveles de em isión potencial d e ruido se p re d i cen para — al m enos— los períodos diurno y nocturno. P o r consiguiente, se d e ben tener en consideración las h oras de funcionam iento d e las diversas fuentes de ruido. T am bién se deben estab lecer claram ente las h oras p ro b a b le s de fu n cio n a miento del pro y ecto propuesto, incluyendo cualquier trab ajo d e fin de sem ana.
9.9.3. Declaración de impacto probable Resume el im pacto probable de ruido del proyecto propuesto so b re los residentes y otros usuarios del área circundante. Se com paran los n iveles previstos de ru id o con los niveles existentes y con los valores aceptables de los criterio s sobre ru id o empleados.
9.9.4. Medidas correctoras propuestas Cuando los niveles de ruido previstos en las zonas sensibles al ruido se c o n sid e ren excesivos, se deberían dar consejos sobre los m étodos de reducción d e los niveles de ruido.
9.10.
CONTROL DEL RUIDO
Cuando el nivel de ruido recibido es excesivo, la solución puede im plicar la atención sobre uno o m ás de los tres elem entos involucrados: Fuente -> trayectoria de transm isión -> recep to r
W
564
INGENIERÍA AMBIENTAL
1.
W ^
^ Hm ^ ^
^ •P ^
Puente. L a fuente se p o d ría m o d ificar con el tratam iento acústico de las superficies d e la m aquinaría, cam bios en el diseño, etc. É sta es un área especializada que está fu era del alcance de este capítu lo . N o obstante, se podría p a ra r un a fuente m o lesta d e ruido o lim itar su funcionam iento en determ inados m om entos del día. 2. Trayectoria d e transm isión. L a tray ecto ria de tran sm isió n se podría m odificar encastrando la fuente dentro de un cerram iento d e aislam iento sonoro, construyendo u n a barrera de ru id o o colocando m ateriales absor bentes a lo largo de la trayectoria. 3. Receptor. L a protección del recep to r m ediante la alteració n del horario laboral o m ed ian te la p rovisión de protecciones de o íd o se aplica p rin ci palm ente a aquellas p erso n as q u e trabajan con m aq u in aria ruidosa y no se trata aquí.
9.10.1. Aislamiento sonoro ofrecido por edificios L os niveles de m id o am biental se especifican h abitualm ente sobre las fachadas de los edificios d ebido a las grandes diferencias en el aislam iento sonoro ofrecido p o r los edificios concretos. E l sonido ex tem o entrará en un ed ificio a través d e la trayectoria de transm isión m ás débil, q u e norm alm ente es p o r las ventanas. P o r tanto, la cantidad d e aislam iento o frecid a p o r los diferentes elem en to s del ed ificio es de interés y se tra ta brevem ente en los siguientes párrafos. Cuando las ondas de presión sonoras encuentran una p a red u o tra superficie del edificio, ejercen una presión fluctuante, h aciéndolo vib rar. E l sonido se p ro paga entonces p o r la superficie v ibrante en el espacio a am bos lados de la su p erfi cie. Parte de la en erg ía sonora se refleja, parte se absorbe p o r la superficie y el resto se transm ite. T odos los elem entos del edificio, p aredes, techos, ventanas, etc., vibrarán h a sta cierto grado, pero las vibraciones serán m ay o res a determ ina das frecuencias, siendo la m ás b aja de éstas la denom inada frecu en cia natural del elem ento. La frecu en cia natural d epende del peso, área sup erficial y rig id ez del elem ento del edificio. Puesto que las frecuencias naturales de los suelos y las paredes tienden a ser bajas, es m ucho m ás difícil el aislam ien to contra el ruido con frecuencias predom in an tem en te bajas. L a cantidad de sonido in tercep tad a p o r un elem ento del edificio, com o una puerta, se conoce com o el índice de reducción sonora o com o la pérdida de tra n s m isión. L a cantidad de reducción de ruido depende de la frecu en cia del sonido (m ayor para frecuencias superiores) pero d ep en d e básicam en te del peso y rig id ez del elem ento del edificio. El índice de red u cció n sonora se m id e en 16 tercios de octava de 100 a 3.150 H z y se o frece en tercios o en b an d as de octava en dB. G eneralm ente aparecen com o cifras sim ples, p o r ejem plo, u n a p uerta de conglom erado de 26 dB . É ste es el p rom edio aritm ético de los 16 valores de tercios de bandas de octava. Se ofrecen algunos índices típicos de red u cció n sonora en la T ab la 9.9. No o bstante, se debe ten er en m ente que la red u cció n rea l de sonido conseguida puede ser m enor, debido a las grietas, v entiladores u otras pérdidas p o r los bordes, etc.
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
Tabla 9.9. .
565
índices de reducción sonora de elem entos constructivos
-
El ement o
índice de reducción sonora (dB) .
Paredes Bloques de hormigón (hueco, sin pintar) Ladrillo (228 mm, enfoscado ambos lados) Hormigón reforzado (200 mm) Pared de entramado (escayola mas cartón en ambas caras)
37 50 50 35
Puertas Panel (alma hueca) Aglomerado Acúslica
14 26 44
Pisos Madera (con techo de escayola + capa inferior de enlucido de escayola) Hormigón reforzado 100 mm 200 mm 300 mm Ventanas Sencilla abierta Sencilla cerrada Doble cristal 50 mm espaciado 200 mm espaciado
'
37 45 50 52 5-10 15-20 30 40
9.11. PROBLEMAS 9.1.
Si una fuente de sonido tiene una presión de 3.000 ¿iPa a 10 m de distan cia, calcular: o) b) c)
9.2. 9.3. 9.4. 9.5.
9.6.
E l nivel de p resión del sonido en dB. L a intensidad del sonido en W /n r . L a potencia de sonido en W .
R epetir el Problem a 9.1 p ara una fuente de presión de sonido de 3.000 í¡Pa a 20 m de distancia. Si dos fuentes de sonido tienen presiones iguales d e 3.000 juPa, calcular la presión sonora en dB. C alcular el nivel de presión sonora com binando los siguientes cuatro ni veles: 56, 6 8 , 71 y 48 dB. Si un ventilador industrial genera un nivel de ruido de 65 dB durante 10 m inutos cada hora, calcular el n ivel continuo equivalente ( ¿ Acq) si el nivel de fondo es de 55 dB. R epetir el Problem a 9.5 para un ventilador que funciona durante 20 m inu tos cada hora y d urante 30 m inutos cada hora. R epresentar los resultados y com entar la relación.
566
INGENIERÍA AMBIENTAL
9.7.
L ocalizar u na re fe re n c ia bib lio g ráfica que detalle la fisio lo g ía del ruido auditivo y red actar un b reve inform e con bocetos d el m ec a n ism o de audi ción. 9.8. U n com plejo in d u strial funciona a 80 dB durante 5 h oras al d ía y a 65 dB durante 3 horas al d ía. C alcular el L ^ v d. 9.9. U n ventilador d e u n a industria está situ ad o a 4 0 m de u n a casa. Junto al ventilador hay un área p avim entada con horm igón d e 2 0 n i de longitud. A 20 m hay un m u ro de horm igón d e 2 m de altura y 0,3 m de espesor. L os 20 m etros co n tig u o s a la casa son de jard ín con césp e d . El ruido del ventilador es el sim ie n te:
*
9.10.
Frecuencia cen tral de la ■; b an d a de octava ,(Hz)
63
125
250
500
1k
2k
4k
Sk
Nivel d e potencia de sonido (dB) .
89
97
9S
92
88
81
78
77
C alcular el in crem en to d e nivel de ru id o en la casa si el n iv e l de ruido am biente actual es d e 65 dB. D iríjase a su au to rid ad urbanística lo cal y recoja in fo rm ació n sobre el problem a de con tam in ació n sonora q u e se crearía con un n u ev o proyecto, ya sea residencial, in d u strial o de trá fic o . D escriba b re v e m e n te el proble m a y la solución, si lleg a a descubrirla, ¿C óm o h ab ría re su elto usted el problem a del ru id o ?
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN Anderson, J. S. and M. B. Anderson (1993). Noi.se, Its Measurement, Analysis Rating and. Control, Avebury Technical. Ashford N. and P. H. Wright (1992). Airport Engineering, 3rd edn, John Wiley, New York. Attenborough, K. (] 982). «Predicted ground effect for highway noise», Journal ofSound and Vibrarían, 81, 1982. Attenborough, K. (1991). «Noise pollution», chapter 9 in Highway Pollurion R. S. Hamilton and R. M. Harrison (eds), Elsevier, Amsterdam. BRE and CIRIA (1993). Sound Control fo r Hornes, Building Research Establishment, Watford, UK. Bruel and Kjaer. Emironmental Noise Measurement, 2850 Naerum, Denmark. Commission of the European Communities (1986). «Council Directive on the protection of workers from the risks related to exposure to noise at work», 86/I88/EEC. Corbett R. (1989). Standard Handbook on Environmental Engineering, McGraw-Hill, New York. Davis M. L. and D. A. Cornwell (1991). Introduction to Environmental Engineering. McGraw-Hill, New York. EC (19S6). The State ofthe Environment in the European Communiry, Publications of the European Communities, Luxembourg.
CONTAMINACIÓN POR RUIDO
567
Faulkner L. L. (1976). Handbook of Industrial Noise Control. Industrial Press Inc. Foreman, J. E. K. (1990). Sound Analysis and. Noise Control, Van Nostrand Reinhold, New York. Herbert, A. G. et al. (1989). «Sound and vibration analysis and control», Kempe's Engi neering Yearbook. HMSO (1988). Calculation ofR oad Traffic Noise, HMSO, London. INM (1982). Integrated Noise Model, Versión 3, Uséis Cuide, Prepared by CACI Inc. Federal Aviación Administration, FAP-EE-81-17, October. INM (1989). Integrated Noise Model, PC Versión, Contour Plotting Program, Pelease 2, Prepared by Unisys. Federal Aviation Administration, FAA-EE-90-02, November 1989. ISO 1996 (1971). Assessment o f Noise with Respet to Convnumty Response, International Standards Organisation, Geneva, Switzerland. ISO 9614 (1993). lnstrumentation fo r Noise Measurement. International Standards Orga nisation, Geneva, Switzerland. Magrab, E. B. (1975). Environmental Noise Control, John Wiley, New York. OECD (1986). Environmental Effects o f Automotive Transpon, The OECD Compass Project, OECD, París. Piercy, J. E., et al. (1977). «Review of noise propagation in the atmosphere», Journal o f Sound and Vibration, 61(6). Thumann, A. and R. K. Miller (1976). Secrets o f Noise Control, The Fairmont Press, Atlanta, Georgia. US Department of Labour (1971-79). Occupational Noise Exposure. Code o f Federal Regulations, Title 29, Part 1926, US Government Printing Office, Washington, D.C.
.
^
CAPÍTULO
______________DIEZ CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA m m m m m m
•
10.1. INTRODUCCIÓN D esde la introducción de U S E P A en 1972, se h a alcanzado un gran progreso en la identificación de los contam inantes y en la de sus entornos asociados. Con la identificación vino la tecnología p ara rem ediar la contam inación, cuyos m étodos . están d esab o llad o s en los c ap ítu lo s d e la Parte T ercera de este texto. L a contam i nación que p rocede de la in d u stria y de los m unicipios, aunque aun no se haya elim inado, se acom ete con g ran éxito m ientras avanzam os h a cia el siglo veintiu no. Sin em bargo, la contam inación desde la agricultura a los am bientes del aire, del agua y del suelo no se h a tratad o con el m ism o nivel de éxito que la pro ced en te de la industria. L a con tam in ació n que p ro c e d e de la agricultura es en gran m edida una contam inación de fu en te no puntual (N PS) y esto h ace que la tarea de identificación y caracterización sea difícil. A d em ás, los políticos a nivel in tern a cional no han legislado co n tra la contam inación que procede d e la agricultura. Sin em bargo, el im pacto de R achel Carson y organizaciones c o m o el C lub S ierra han fom entado un m ovim iento de la com unidad am biental que tam bién ha puesto a la industria agrícola en cono cim ien to de sus actividades so b re contam inación. De este m odo, algunos aspectos de la legislación ambiental tanto en la Unión E uropea com o en los E stados U nidos se dirigen ahora hacia la contam inación agrícola. Los objetivos de este cap ítu lo son los de exam inar: • L os ciclos biogeoquím icos de interés en la agricultura • A spectos de la física y d e la quím ica del suelo ® Los residuos de corral 8 L as pérdidas de nutrientes 9 Los residuos quím icos ® L a legislación am biental de relevancia
m m # # m m m m
# w w * ...j
m
569
m
D?
570
INGENIERÍA AMBIENTAL
L a producción de alim entos y fibras a través del secto r llam ado «agricultura» es un com ponente esencial y estratégico de cu alq u ier sociedad. A lo largo d e la historia, las civilizaciones in cap a ces de alim entar a su pueblo han desaparecido. Por el contrario, las sociedades q u e han avanzado y desarrollado lo h a n hecho solo al alcan zar en p rim er lu g ar u n a alta eficiencia en la p roducción de alim entos y de fibras. E n los países d esarrollados, sólo un p eq u eñ o p o rcentaje d e la población está im plicada en la p ro d u cció n agrícola, lib eran d o a gran p arte d e la p oblá ción par-a otras actividades, tales com o el co m ercio, la ciencia, las artes y la m anufactura. L a intensificación, usando aportaciones externas (en erg ía, sustancias quím icas que protegen el cultivo, fertilizantes, etc.), ha sido el fa c to r crítico en la agricultura para alca n zar el éxito en la p ro d u cció n de alim entos y fibras. Sin em bargo, los efectos colaterales indeseables sobre la calidad am biental han sido correlacionados con el d esarrollo d e los sistem as m odernos. E l im p acto de la agricultura m oderna sobre el m edio puede m inim izarse. Sin em bargo, el control de la contam inación agrícola requiere de técnicas y estrategias q u e son bastante diferentes de lás em pleadas en otras industrias. E ste capítu lo introduce conceptos clave acerca de la agricu ltu ra práctica y de la contam inación. El C ap ítu lo 17 es una introducción a las técnicas y estrategias de co n tro l de la contam inación agrí cola.
ÜP *
^ is ÍÜ ^ ^
(gp
.
10.2. LOS CICLOS DE NUTRIENTES EN LOS SISTEMAS W AGRÍCOLAS I*
^ %p ^ ^ tUP ™ { |p
^
m
. La agricultura p roduce alim ento y fibra. L as plantas so n la producción b ásica de la agricultura, tanto si se producen p ara el consum o h u m an o directo, com o si se utilizan com o fuente de alim ento para los anim ales o son p rocesados en fibras y otros p roductos orgánicos. E l suelo es el m edio b ásico p ara la p ro d u cció n de la planta. E n sí m ism o es u n sistem a no hom ogéneo q u e tiene propiedades físicas, quím icas y biológicas que varían am pliam ente (Sec. 10.3). U na faceta principal de cu alq u ier sistem a de p roducción agrícola im plica la gestión de los nutrientes, p rin cip alm en te el nitrógeno (N ) y el fósforo (P). El N y el P son esenciales para todos los sistem as vivos. S o n tam bién los d o s nutrientes más frecuentem ente asociados con la agricultura co m o contam inantes del agua.. Un objetivo im portante de los sistem as agrícolas b a sa d o s en la tie rra es el de alcanzar un balance entre la aportación de n utrientes (es decir los alim entos adquiridos, los fertilizantes y los residuos orgánicos) y la s salidas de n u trien tes (es decir, leche, carne y lana) m ientras se m inim iza la «fuga» de nutrien tes hacia el am biente y se alcanzan los o bjetivos de producción. Sin em bargo a lca n zar este objetivo a nivel de las granjas es difícil ya que la ag ricu ltu ra opera en u n entorno de producción «abierto», y el sistem a debe ajustarse h aciendo fren te a los episo dios clim áticos incontrolados y a los suelos que tienen características variables (véase el Cap. 17). C uando hay anim ales im p licad o s en el sistem a d e producción, la gestión de nutrientes es incluso m ás difícil. L o s anim ales sólo retien en aproxim adam ente el
CONTAMINACIÓN AGRICOLA
571
15 por 100 de los nutrientes contenidos en la m ateria convirtiéndolos en p roducto anim al, el 85 p o r 100 restante se excreta. P o r lo tanto, los resid u o s de anim ales contienen cantidades significativas de nutrientes que debeu ser m anejados de form a am bientalm ente aceptable. T íp icam ente los residuos de los anim ales se m anejan reciclándolos a la tierra q u e produce los ingredientes q u e han sido c o n sum idos por los anim ales. Sin em bargo, hacerlo así en un m edio abierto (p ara distinguirlo de un m edio cerrado en u n a factoría) crea ciertos riesg o s de co n tam i nación, que se am plían por la gestión práctica y los problem as tecnológicos a so ciados con la aplicación al terreno de los residuos. E n las granjas d e cerdos y av es de corral, las dificultades en el control de n utrientes se ven aum entadas adem ás porque las aportaciones de nutrientes se producen en otras granjas y se adquieren p o r los productores de anim ales. E sto crea un gran exceso d e nutrientes en las granjas de cerdos/aves de corral las cuales req u ieren extensiones im portantes de terreno para extender los residuos y evitar la sobreaplicación d e nutrientes, en particular el P. L a gestión de N y de P no se p uede realizar sin el conocim iento de las tra n s form aciones de lo s nutrientes que se encuentren en la n aturaleza, representado convenientem ente por los «Ciclos» del N y del P (Figs. 10.1 y 10.2 resp ectiv a m ente). E n los sistem as agrícolas, estas transform aciones tiene lu g ar en gran p a r te en el suelo y son una función de las interacciones com plejas e n tre la atm ósfera, las partículas del suelo, las bacterias del suelo, la vida de plantas y anim ales, y el agua del suelo.
10.2.1. El ciclo del nitrógeno 51 nitrógeno es un elem ento om nipresente que tiene nueve estad o s diferentes de oxidación quím ica. Las bacterias del suelo son las responsables de la m ayoría de las transform aciones del nitrógeno en el suelo; la captación de la planta tam b ién juega su papel. P o r tanto, la actividad m icrobiana y el crecim iento de las p lan tas gobiernan las velocidades a las que se producen las transform aciones del N , las cuales a su vez, vienen determ inadas por un núm ero de variables am bientales. Estas variables incluyen el contenido de h u m ed ad del suelo, la tem peratura y las concentraciones de oxígeno, dependiendo to d as ellas del tiem p o atm osférico. G lobalm ente, la m ayor p arte del N existe com o gas n itrógeno elem ental, N 2, en la atm ósfera, y hacia esta form a estable es a la que siempre tien d e a volver el N de los diversos com puestos. En los sistem as agrícolas, el N elem ental p u ed e transform arse en form as orgánicas m ediante las plantas leg u m in o sas y ciertas bacterias y algas. El N orgánico (el que q ueda en las p lantas y en la b iom asa m icrobiana del ^■¿’o) es el m ayor «depósito» de N en el suelo. U n suelo m ineral típico en clim as tem plados contiene de 3.000 a 5.000 kg N /ha en los 0,3 a 0,5 m superiores. L as plantas no pueden utilizar el N orgánico. Sin em bargo, este N se m ineraliza, o se cam bia a form as inorgánicas que están en las plantas, por m ed io de las bacterias del suelo a una velocidad aproxim ada del 2 al 3 p or 100 anual. L a m ineralización es un proceso de oxidación; p o r tanto, en lo s suelos bien aireados hay u n a
572
INGENIERÍA AMBIENTAL
N2 a tm o s fé r ic o
. N2 a tm o s fé r ic o
N2 a tm o s fé ric o
i
1 1 1 1
V olatilización d e NH3 N o rg á n ic o p r o te ín a a n im a l
D e s c a rg a e lé c tric a d e fe r tiliz a n te s p r o d u c id o s
L luvia a c id a N H ;, NO ,
V olatilizació n ;
A b s o rc ió n d e ia p la n ta N o rg á n ic o d e m ic ro b io s y m a te ria o r g á n ic a d el s u e lo
'r no
Figura 10.1.
;
no;
—
J
no;
El ciclo del nitrógeno.
|||| ^ ^ [
M in e ra liz ac ió n A b s o rc ió n d e la p la n ta
F o s f a to s y ó x id o s h id r a ta d o s d e P
y P o rg á n ic o e n m ic ro b io s y hum us
P e n s o lu c ió n e n el s u e lo
Figura 10.2.
P lábil
El ciclo del fósforo.
M in e r a le s y P fijo
V P n o láb il
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
573
tendencia del N (si procede de fertilizantes, residuos o m ateria orgánica del sue lo) a transform arse a nitrato N (N O J-^ -N ) m ediante los m icroorganism os del suelo. El N del n itra to perm anece en la solución del suelo y, si no es tom ado p or las plantas, puede lixiviar suelo abajo con el agua de drenaje, alcanzando fin al m ente el agua subterránea. L a lixiviación del nitrato es especialm ente probable desde los suelos d e drenaje libre (p o r ejem plo, arenas o gravas). E sta form a de pérdida de N en la agricultura es un te m a de preocupación tanto económ ica com o ambiental; el n itrato del agua subterránea que se utiliza p ara el consum o hum ano puede tener rie sg o s para la salud cuando presenta co n centraciones altas (> 50 mg/L). L a inm ovilización, el p ro ceso contrario a la m ineralización (el cam bio dé N inorgánico a form a o rgánica), tam bién se consigue m ediante los m i croorganismos del suelo y de las p lan tas cuando incorporan el N inorgánico d e n tro del tejido m icrobiano y de la p la n ta respectivam ente. Ei N elem ental de la atm ósfera p u ed e transform arse a estados inorgánicos de form a natural p o r lo s rayos o artificialm ente m ediante procesos de fabricación intensivos en en erg ía, siendo estos últim os m ucho más im portantes p ara la ag ri cultura. E IN ino rg án ico (N O 3 — N , N H *:— N ), ya sea co nvertido de las form as orgánicas m ediante la m ineralización o bien añadido com o fertilizante suplem en tario, está d ispo nible en las plantas p ara la to m a y para las transform aciones biológicas y q u ím icas en el suelo. E n los suelos m uy húm edos, donde el oxígeno en su propia atm ó sfera está lim itado, la bacteria heterótrofa p u ed e transform ar el N O 3 — N en N g aseo so a través de un proceso de reducción llam ado d esnitrifica ción. Los productos de la desnitrificación son gases, óxido nitroso (N 2 0 ) y N elem ental (N2), q u e se liberan a la atm ósfera. L a pérdida de gases de N com o el am oníaco (NH 3 — N ) tam bién puede darse m ediante un pro ceso denom inado v o latilización cuando el ion am onio (N H 4 — N ) se añade al suelo bien com o fertili zantes químicos, residuos anim ales o com o resultado de o tras transform aciones. L a desnitrificación y la volatilización proporcionan «atajos» para que el nitró g e no en los sistem as agrícolas reto m e a la atm ósfera. Los anim ales consum en el N orgánico de las plantas (com o proteína), incorporan una parte nutriente en tejido y hueso, y excretan el resto com o productos residuales (heces y orina) en form a org án ica e inorgánica. L a m ineralización y los procesos q u ím ico s (hidrólisis de la urea en orina) transform a el N orgánico de los residuos anim ales en form as inorgánicas aprovechable p o r las plantas (N H 4 — N y N O ^ — N). El N de la u rea en la orina se convierte casi inm ediatam ente a NH 4 — N . Inversam ente, com o regla general,' aproxim adam ente el 50 por 100 del N org án ico en los residuos de anim ales se convierte a N H * — N en un periodo de 1 2 m eses, aunque la velo cid ad real de transform ación depende de las condiciones am bientales. En consecuencia, el 50 por 100 del N orgánico que queda se convierte anualm ente m ed ian te una serie típica de descom posición.
10.2.2. Ciclo del fósforo Al igual que el N , el com portam iento del P en los sistem as agrícolas es com plejo. El fósforo existe en el suelo disuelto ó en form a sólida, aun q u e predom ina esta última. El P d isu elto suele ser m enor del 0,1 p or 100 del P total del suelo, exis-
|jf | ^ w ^ ff) W m tiP
^
574
INGENIERÍA AMBIENTAL
^ ^0
tiendo principalm ente com o orto-fosfato, polifosfatos o rgánicos y com o P orgánico. E l fósforo en form a sólida (partículas de P) p u e d e c lasific a rse com o:
lp
® P adsorbido (fijo a las p artículas d el suelo) P orgánico (en la m a te ria vegetal y en los o rg an ism o s v ivos y m uertos) • P precipitado (P que h a reaccionado con el calcio, h ierro y a lu m in io en el suelo) ® P m ineral (en los m inerales del suelo) 8
“ ^
IIP ^ ^ ^ ^ Ü# ^
^
^ Itr
En u n suelo m in e ra l desde un m ín im o del 33 p o r 100 h asta u n m áxim o del 90 p o r 100 del P total e stá en la fo rm a inorgánica. T an to el P o rg án ico com o el fósforo inorgánico están im plicados en las transform aciones que lib eran P soluble en agua a p a rtir de las form as sólidas (y viceversa). S ó lo el P so lu b le es aprovechado p o r la s plantas. L os com puestos de P orgánico experim entan m in eralizació n e in m ovilización (análoga a las transform acio n es del N ) con la ayuda d e las b acte rias del suelo y del crecim iento de las p lantas. Las transform aciones del P in o rg án ico están relad o n a d a s con la facilid ad con que las d istin tas form as lleg an a ser so lu b les, el pH del suelo, y la presen cia y cantidades de alum inio h ierro y calcio soluble. L a d irección (es d ecir, si se trata de m in eralizació n o inm o v ilizació n ) y la m agnitud de las transfo rm acio n es del P determ inan su estad o físico y quím ico en el suelo y, a su vez, el poten cial del sistem a del suelo p a ra su m in istrar el P a las * plantas o p a ra co n trib u ir a la con tam in ació n de fó sfo ro . U n a d iferen cia clave *E entre el N y el P en el suelo es el h e ch o de que el P se fija co n fu erza a las s partículas, esp ecialm en te a las del tam añ o de la arcilla, m ientras q u e el N (espe* cialm ente N O J — N ) no lo hace. P o r esta razón, el P n o lix iv ia a través del perfil 5 del suelo (excepto de los suelos orgánicos com o la tu rb a o suelos m u y arenosos). El fósforo se p ierd e en los sistem as ag ríco las p o r la esco rren tía b ien en form a soluble o adsorbido. C uan d o hay erosión, las pérdidas d e P suelen estar- asociadas con las p artículas erosio n ad as del suelo com o P ad sorbido. C uan d o la erosión no es problem a, el P se tran sp o rta por la esco rren tía h acia los ríos y los arroyos en form a soluble. U na discusión m ás co m p leta de los ciclo s del N y d el P en el su elo se encuentra en A lex an d er (1977).
10.3. PROPIEDADES FISICAS Y .QUIMICAS DEL SUELO ^ ^
Las transform aciones del N y del P en lo s sistem as ag ríco las están m u y relacionadas con el suelo, com o son de hecho los procesos de d eg rad ació n d e residuos (la m ineralización de la m ateria orgánica). L as p ro p ied ad es físicas d el suelo, y en m enor m ed id a las p ro p ied ad es qu ím icas, tam bién c o n tro lan el m o vim ien to del aire y del agua a través d el suelo. L a im p o rtan cia de la físic a y de la quím ica del suelo para el m ovim ien to de n utrientes no puede d escrib irse en detalle aquí. Sin em bargo, al ig u al que o tro s tem as en este capítulo, se d isp o n en de textos co m p le tos y de am plios cursos sobre la físic a y quím ica d el suelo (Jury et a l , 1991, H illel, 1980). El tratam ien to de estos te m a s en este cap ítu lo sólo p ro p o rcio n a una
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
577
del ag u a m ás bajas q u e los suelos de tex tu ra fina, los cuales tienen altos con ten i dos de sedim entos y arcilla. L a conductividad hidráulica es la co n stan te en la ley de D arcy del m ovim iento del líquido a través de un m edio po ro so y expresa la disponibilidad del m ed io (en este caso , el suelo) a p erm itir el flujo a cualquier gradiente hidráulico. A sí, los suelos d e textura gruesa con g rad ien tes hidráulicos altos perm iten que el agua se m ueva lib rem en te (rápidam ente) a través del perfil (véase Fig. 4.16). L a estructura del suelo se refiere a la form a en que se disponen y se m antienen ju n tas las partículas prim arias individuales (es decir, arena, sed im en to y arcilla), com o unidades id e n tiñ c a b le s más o m en o s diferentes. A l final del espectro e s tructural están los granos simples (c o m o las partículas de arena) y en el otro extrem o están los grupos de partículas que han sido em paquetadas unas con otras en un a m asa aparentem en te continua (estructura sólida). En la p rim era el aire y el agua se m ueven librem en te; en el se g u n d o caso, el m ovim iento del aire y del agua está severam ente restrin g id o . En este esp ectro están los suelos con unas seg reg a ciones m ás o m enos bien definidas d e las partículas y de los esp acio s de poros que proporcionan. L a estabilidad de estas unidades estructurales de suelo (es d ec ir su resistencia a la destrucción m ed ian te las influencias clim áticas, el cu ltiv o o el tráfic o anim al) d eterm ina la extensión con que los su elo s retienen su capacidad para transm itir el aire y el agua y, p o r consiguiente, su capacidad para d egradar los residuos o facilitar el m ovim iento de los contam inantes. Esto es p o rq u e la estabilidad de los poros que separa a las unidades, los tam años de estos p o ro s y el grado en que están interconectados influyen en la conductividad h id ráu lica y la retención del agua, los cuales in flu y en a su vez en el potencial de lixiviación y de escorreniía. L a capacidad de infiltració n , que co n tro la la velocidad de entrada del agua en el perfil del suelo, tam b ién influye en el poten cial de lixiviación y de escorrentía. L a capacidad de infiltració n está contro lad a por la textura y la estructura del suelo, así com o por la p resen cia y el tipo de vegetación, grado de p en d ien te y del estado de la hum edad del suelo.
10.3.2. Propiedades químicas del suelo A dem ás de transm itir las características al suelo, las fracciones m ineral y o rg án i ca tam bién determ inan las propiedades quím icas del suelo. Son estas fracciones las qu e contienen la m ayor parte de lo s nutrientesjdel suelo, en form as que no están disponibles p a ra las plantas. L o s nutrientes que no se encuentran d isp o n i bles para las plantas n o suelen rep resen tar una am enaza p a ra la calidad am biental (a m enos que las partícu las o la m ateria orgánica sean ero sio n ad as y transporta das hasta las aguas receptoras). L os n utrientes que están disponibles en form a vegetal tam bién lo están para p ro d u cir contam inación al agua. N o obstante, las propiedades quím icas del suelo, especialm ente las capacidades de intercam bio catiónica y a m ó n ico , tienden a m itig ar este potencial. L a capacidad de intercam bio de cationes (CIC) d efin e la capacidad de un suelo para retener los iones cargados positivam ente, o lo s cationes. La C IC se
<ü> _ 5 7 8
^
t |p . ^ ^ ^ |p ^ ^ ^
INGENIERÍA AMBIENTAL
m ide en térm inos de m iliequivalentes p or ] 0 0 gram os de tierra (m e q / 1 0 0 g) y varía desde 2 a 3 m eq /100 g p ara la arena y sedim ento y de 100 a 2 0 0 m eq/100 g para la m ateria orgánica. L as partículas inorgánicas del tam año d e la arcilla y el hum us (m ateria o rgánica coloidal) son las responsables de la m a y o r parte de las propiedades quím icas d el suelo. T anto la arcilla com o el hum us tie n en u n a carga eléctrica neta negativa q ue p uede atraer, y h asta cierto punto ad so rb er, a los cationes cargados p o sitiv am en te desde la solución del suelo. L as carg as negativas de la fracción coloidal d e l suelo proceden de: ® L a sustitución de los cationes b iv alen tes p o r los divalentes en los m inerales de arcilla 9 D e las cargas eléctricas no com pensadas en los bordes de la s partículas de arcilla rotas y ® D e la disociación de lo s protones (hidrógeno) a p artir de los á cid o s orgánieos y de las superficies de óxidos hídricos
E sta últím a depende del pH ; en co nsecuencia la cap acid ad d e alg u n o s suelos para «adsorber» y reten er a los cationes aum enta con el au m en to del pH. L os íp cationes im portantes q ue son adsorbidos m ed ian te atracció n elec tro stática son N a, K , M g, y C a, aproxim ad am en te en este orden. ^ L a capacidad de intercam bio aniónico (C IA ) describe la c ap acid ad del suelo para retener a los aniones y es relativam ente p eq u eñ a co m p arad a a la capacidad de intercam bio de cationes. A lgunas arcillas y coloides húm icos (esp ecialm en te las arcillas de Fe, A l y C a y el hum us que contiene los h id ró x id o s d e F e y A l) tienen u n a capacidad considerable p a ra reten er los aniones, en p a rtic u la r el ión ^ fosfato. L a adsorción anió n ica resulta bien de una interacción q u ím ica, en el cual el anión llega a estar coord in ad o con u n ion m etálico, o de un a atracció n electros tática entre un co loide carg ad o p o sitivam ente y el ion cargado negativ am en te. L a interacción quím ica es esp ecífica y fuerte, com o en la adsorción del anión fosfa^ to. L a atracción electro stática tiende a ser no específica y d ébil, com o en los aniones nitrato y cloruro. L a selectividad p ara el intercam bio an ió n ico suele estar | p en el orden: fosfato, m olib d ato , sulfato y nitrato. L a reacción del suelo (acidez y la capacidad am ortiguadora) es u n a propiedad quím ica inherente que afecta a la absorción de los nutrientes p o r el cultivo y a la .(^0 m ovilidad de algunos contam inantes p o tenciales (c o m o io s iones m etálico s que se encuentran en algunos lodos de las aguas residuales). L a reacció n del suelo se | p expresa m ediante el p H y se controla p o r la cantidad de calcio y m a g n esio inter cam biable y p o r la cantid ad de carbonato cálcico libre p resente en el perfil del terreno. C iertos suelos son ricos en calcio y m agnesio a causa de su s m ateriales | p de origen y requieren p oco o ningún ajuste del pH . En otros suelos se añade cal para alcanzar lo s niveles adecuados de pH. W El pH óptim o al q ue deben m antenerse los suelos d epende del cu ltiv o a pro^ ducir y de si el suelo es d e naturaleza m ineral u orgánica. El p H afecta a la concentración de los iones en la solución del suelo que están d isponibles para | p absorción. Para optim izar la absorción de los nutrientes, y p o r co n sig u ien te m ini m izar los riesgos de su co n tam inación, la reacción del suelo debe ser controlada ^ cuidadosam ente. L a m a y o ría de los servicios de asesoría agríco la p ublican los
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
579
niveles de pH del suelo y las p roporciones de cal recom endadas. E l pH del suelo afecta a la form a quím ica y p o r tanto a la m o v ilid ad de los m etales pesados, que pueden añadirse en los lodos d e aguas residuales aplicados al terreno.-H abitual m ente, la m ovilidad de m etale s pesados au m en ta cuando d ism in u y e el pH del suelo. M anteniendo el pH d el suelo d e 6,0 a 6,5 o m ayor m inim iza el potencial de lixiviación de los m etales p esad o s de los suelos usados como recep to res de lodos de aguas residuales.
10.4. PRODUCCIÓN DE RESIDUOS EN LAS GRANJAS A unque la industria agrícola incluye todas las facetas de la agro in d u stria desde la producción de m aterias básicas h asta el procesado de los p ro d u cto s finales, esta discusión d é la generación de residuos está restrin g id a a la que se produce a nivel de granja. Los contam inantes d e las granjas p u ed en clasificarse c o m o físicos (por ejem plo, suelo erosionado, las em isiones gaseosas), quím icos (p o r ejem plo, nutric íes) o biológicos (por ejem plo, bacterias). L as fuentes de e sto s contam inan tes son diversas: residuos an im ales, efluente ensilado, escorren tías contam inadas procedentes de las zonas de corrales, lavados lácteos, p esticid as y fueloil. El estiércol de anim al es con m u ch o el m ás significativo, esp ecialm en te en la E u ro pa occidental. D entro de la U nión E uropea se producen aproxim adam ente 8 ton e ladas p o r año de residuos anim ales p o r hectárea d e suelo agrícola .utilizable, con una variación de 2,6 t/ha en G recia a 42 t/ha en los Países B ajos (L ee y Coulter, 1990). S e estim a en 87 m illo n es d e toneladas d e estiércol la p roducción anual sólo en Irlanda (T abla 10.1); d e éstos, casi 30 m illones de to n elad as se producen en interiores y requieren un control. Los re sid u o s de animal q u e requieren un co n u o l incluyen todo el estiérco l de los cerdos y de las aves de co rral y adem ás el producido p o r el pastoreo d u ran te el período d e alim entación en interiores en invierno. Si no son adecuadam ente utilizados, estos residuos tien en un potencial significativo para causar co n tam inación tanto del aire como del agua (en térm i nos de la volatilización del am oníaco y de los olores m olestos). La excreción (heces y o rin a procedente de los animales en u n a dieta de forraje consistente aproxim adam ente en un 65 por 100 d e heces y un 35 p o r 100 de orina en volum en) consiste en lo s restos parcialm ente digeridos d e la ingestión
Tabla 10.1.
Producción estim ada anual de estiércol procedente del g a n a d o y control de las cantidades necesarias en Irlanda
Tipo de anim al Bovino Ovino Cerdo Pollo Total
"
.
.Producción (miles t/año)
Cantidad req u erid a (miles t/año)
76.000 8.258 . 1.854 224 86.919
28.327 454 1.804 227 30.812
580
INGENIERÍA AMBIENTAL
del pienso de los an im ales diluidos con cantidades -variables de a g u a . L a excre ción incluye una gam a de m ateriales que v aría desde los restos d e lo s alim entos no digeridos h asta lo s co m p o n en tes p rim ario s de los tejidos v eg eta les, dióxido de carbono, m inerales y ag u a com binados con los m icrobios pro ced en tes del tracto digestivo de los an im ales. L o s contenidos m icro b ian o s de los re sid u o s anim ales los hacen sustancias b io ló g icam en te activas, u n a d e sus características im portan tes. L a actividad m ic ro b ia n a es la resp o n sab le de la m in eralizació n d e los nutrien tes en la m ateria orgánica.
10.4.1.
Composición de minerales/nutrientes procedentes de los fangos agrícolas
L a com posición de n u trien tes o el v alo r fertilizan te del fango e stá influenciado por el tipo de anim al, la d ie ta anim al, las co n d icio n es de. alm acen am ien to de los residuos y la extensión de la dilución con agua, c o n el estrato o c o n el estiércol. En la T abla 10.2 viene d a d a una indicación de la com posición m e d ia de los dis tintos lodos. L os n u trien tes incluyen cantidades significativas d e N , P, potasio (K) y azufre (S). C ontien en tam bién, en cantid ad es m ás pequeñas, c a lc io , m agne sio y elem entos traza. E l lo d o de ganado co m parado con el de cerd o es alto en K y bajo en P. E sto refleja la d iferen cia en las co n cen tracio n es de n u trie n te s entre la alim entación con hierba y la de cereales del gan ad o y cerdo resp ectiv am en te. Se añade P m ineral extra a la d ieta alim en ticia de los cerdos p a ra satisfacer los requisitos de crecim iento a cau sa de su in cap a cid ad p ara absorber el P suficiente del com ponente cereal de la dieta. L a co n cen tració n de nutrientes aparentem ente más alta en las aves de corral co m parada con los lodos de g a n ad o o de cerdo reflejan en el prim ero el m a y o r contenido de m ateria seca. D ebido a la alta varia ción de las concentracion es de los n utrientes en los residuos a n im ales, se requie ren análisis individuales de u n a g ranja dada p a ra u n a determ inación p recisa del valor nutriente de los resid u o s anim ales.
Tabla 10.2.
C om posición de materia seca y de nutrientes del estiércol animal Com posición del lodo agrícola (kg/10 t)
Tipo estiércol Fangos de ganadof Fangos de cerdo f Estiércol í Estiércol de corra] J Aves} Parideras Ponedoras t O ’Bric el al. (1922). j Tumey y Molloy (1975).
- M a teria seca - .(g/Kgi 69 32 17 20 70 24
’
N itrógeno
Fósforo
■Potasio :
36 46 35 45
6 9 9 10
43 26 40 60
260 140
90 50
120 60
CONTAMINACIÓN ACRÍCOLA
ÍO.S.
581
CONTAMINACIÓN POTENCIAL DE LOS RESIDUOS AGRÍCOLAS
Los residuos de ios anim ales son de alta resistencia y tienen poten cial para provo car serios problem as de contam inación del agua. L a T abla 10.3 com para distintos residuos anim ales (al 4 p o r 100 en base seca) con la com posición del agua fecal bruta (sin tratar) típica. C om o se evidencia p o r las altas concentraciones tanto de D B 0 5 (dem anda bioquím ica de oxígeno) y la D Q O (dem anda quím ica de oxígeno), los residuos de anim ales tienen cantidades considerables de m ateria orgánica y d e especies in o r gánicas reactivas (o sea, am oníaco) que ejercerán una dem anda excesiva de o x í geno en las aguas superficiales. E stas altas dem andas de oxígeno tam bién exclu yen el tratam iento m ed ian te procesos convencionales de los residuos de anim ales, com o se ha hecho con las aguas fecales dom ésticas y otros residuos industriales. E n consecuencia, la aplicación al terreno es un m étodo económ ica mente v iable y am bientalm ente sostenible de «tratar» los residuos anim ales. L a aplicación de los residuos anim ales al terreno no resultará en contam inación del mismo cuando se aplica en proporciones agronóm icas y en las épocas correctas del año (C ap. 17). L a aplicación al terreno de algunos residuos de alta resistencia en proporciones altas puede provocar que aquél llegue a ser tem poralm ente an ae robio d ebido a la dem anda de oxígeno de los residuos. Las aplicaciones m asivas repetidas de residuos anim ales al terren o pueden producir una acum ulación de niveles de P en aquél, aunque los casos en que se han alcanzado niveles de P fitotóxicos son m uy raros. El aum ento de los niveles ds P en el suelo se asocia m ás frecuentem ente con el m ayor potencial para liberar P soluble en agua y el consiguiente aum ento en el potencial de contam inación del agua. E n los sistem as de agua dulce, concentraciones m ínim as de P soluble (0 , 0 1 m g / 1 ) son suficientes p ara causar la floración de las algas si se satisfacen otras condiciones am bientales. Estas floraciones, a su vez, reducen los niveles de oxígeno en el agua a niveles que provocan la m u erte de los peces, aum entando los Tabla 10.3. C om posición del estiércol de diversos anim ales (4 por 100 de materia seca) y agua residual doméstica bruta
C om ponente
Sólidos totales (ST) Sólidos volátiles (SV) D B 05 DQO Nitrógeno como N Fósforo como P Potasio como K
. G anado de ordeño
G anado vacuno
C erdo
Pollo
40.000 29.700 6.000 36.200 1.600 300 S60
40.000 31.000 6.700 35.600 1.900 400 1.100
40.000 31.600 12.800 32.S00 2.500 950 1.400
40.000 31.100 9.SOO 36.000 2.900 1.100 1.100
Departamento de Agricultura de EE UU, 1975.
t
•i •
i
• f
• i «M
•f *>
Fuente de agua (mg/1) .
w
Hum ano 500 350 200 450 30 . 10 10
»
I
•
,
• i •i • i
• í •
f
• I •
i
f f f * « f f C « « f f « f € C r f f f f « f € • « « * «f « t t «
582
INGENIERÍA AMBIENTAL
costos en e l tratam iento d e a g u a (si el agua se u sa p a ra el a b astecim ien to p úblico potable) y son estéticam en te inaceptables. E n los sistem as salinos, p eq u eñ as con centraciones de N pueden e stim u lar el crecim ien to d e las algas. L os olores son el « co ntam inante» del aire m ás reco n o cib le q u e se o rig in a en los resid u o s anim ales; g en eralm en te estas em isio n es están a so ciad as co n el p ro ceso de la aplicación al terren o . A u nque m en o s evid en te a las p e rso n a s, la v o lati lización del N H 3 de los resid u o s de los anim ales h a sido id e n tifica d a com o un serio contam inante del aire en ciertas regiones (por ejem plo en lo s P aíses B ajos). Se ha aprobado u n a legislación estricta en estas zonas p ara c o n tro lar la p érd id a de N gaseoso. En las construcciones cerradas (es d ecir establos de an im a les) donde los resid u o s se alm acenan d eb ajo del edificio, la lib eració n de am o n íaco y de sulfuro de h id ró g en o p u ed en ser contam inantes am enazantes p a ra la salud tanto de los anim ales com o del ser h um ano. U na construcción y unas c aracterísticas de diseño p ara alm acenar el estiérc o l apropiadas pued en red u cir la s em isiones de N H 3 hasta niveles aceptables; los niveles de S H 2 n o su elen ser p ro b le m a hasta que los residuos de los anim ales sean elim inados de los edificios. E n ese m o m en to, deben separarse los an im ales de los ed ificio s y los o p erario s h a n de tener especial cuidado y usar d isp o sitiv o s de p ro tecció n de la re sp iració n p a ra ev itar riesgos p ara la salud.
10.6. PÉRDIDAS DE NUTRIENTES Los nutrientes q ue p roced en de lo s fertilizan tes o de los residuos no u tilizad o s p or las plantas p u ed en «fugarse» de los sistem as agrícolas h acia las ag u as su b terrá neas o h acia las aguas su perficiales. E stas p érd id as son e co n ó m icam en te y am bientalm ente indeseables. L o s dos n utrientes de principal im p o rtan c ia agrícola son el nitrógeno y el fó sfo ro , los cuales tienen el m ay o r p o te n c ia l p a ra cre a r la contam inación del agua. A m b o s n utrientes pueden: • Ser absorbidos p o r las plan tas en crecim iento ® M overse h a c ia el agua superficial en la escorrentía (P) • M overse h a c ia el agua su b terrán ea en la lix iv iació n (N) • Q uedar inm ovilizados en el suelo/balsas d e m ateria o rg án ica A dem ás, el N p ro ced en te de los fertilizan tes o de los resid u o s p u e d e perderse a la atm ósfera com o gas. L a F ig u ra 10.5 m u estra las tray ecto rias d e la p érd id a de nutrientes desde los sistem as agrícolas.
10.6.1. Lixiviación de los nitratos L a lixiviación del N en los n itrato s es la tray ecto ria p rin cip al p o r la cual se escapa el N de los sistem as agrícolas. A u nque el N es la form a p referid a del nitrógeno m ediante las plantas, sólo es adsorbido d éb ilm en te p o r el suelo y q u ed a en solu ción, creando un anión altam en te m óvil q u e p uede m o v erse fácilm en te hacia abajo (lixiviar) a través del p erfil del terreno. E n que el nitrato alca n ce el agua
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
587
su concentración original se degrade o red u zca a la m itad. A d ife re n c ia de la solubilidad, los períodos m ed io s de un p esticida no tienen un v a lo r constante, sino que están afectados p o r la tem peratura y la hum edad del su elo (véase tam bién el Cap. 3). L os pesticidas con m ayor probabilidad de ab a n d o n ar un punto de aplicación en la escorrentía so n los de aplicación foliar o sup erficial sin incorporación, que tienen altos índices de sorción (K oc m ay o r de 1 .0 0 0 ), b a ja s solubilidades en agua y grandes p eríodos de v id a m edia. P robablem ente los p esticid as que lixivian a p artir de un punto de aplicación son aquellos que están in co rp o rad o s en el suelo y tienen bajos índices de sorción, altas solubilidades en a g u a y grandes períodos de vid a m edia en el suelo. L as sustancias quím icas con c o rto s períodos de vida m edia tienden a degradarse antes de que puedan co n ta m in a r las aguas superficiales o subterráneas, e incluso pueden m overse d esd e el p u n to d e aplicación si se p ro d u ce la precipitación in m ediatam ente después de u n a aplicación.
Hf ^ |g | W ^ ^¡j|
10.8. LEGISLACIÓN (UE)
^
El interés p ú b lico en la protecció n am biental va en aum ento en to d o el m undo, pero especialm ente en los p aíses desarrollados que tienen los re cu rso s sociales, financieros y tecnológicos p a ra acom eter los problem as de la contam inación. A dem ás, los cam bios dem ográficos en estos países están au m en tan d o el tam año de la contam inación no agrícola, m ientras que la población ag ríco la está conti nuam ente dism inuyendo. U n resultado de estos dos im portantes ca m b io s sociales es que en los p aíses desarrollados la agricultura h a quedado bajo o b serv ación por contribuir a la contam inación am biental. La U nión E uropea ha p ublicado varias directivas p ara p ro teg e r la calidad , ambiental. L a legislación establece un estándar m ínim o p ara la p ro tecció n am biental que debe adoptarse p o r todos los países m iem bros. U n a de las m ás im portantes es la «D irectiva sobre el A gua Potable» (80/778/C E E ), la cual estab lece las concentraciones m áxim as d e los distintos contam inantes que se adm iten en el agua potable pública. U na legislación sim ilar (D irectiva 7 8 /65 9/C E E ) establece los límites d e la calidad del agua para la protecció n de los habitas d e los peces. C onjuntam ente, estas directivas proporcionan unos m edios g e n erales m ediante los que controlar la contam inación a partir de u n a variedad de cau sas, incluyendo la agricultura. ~ La legislación diseñada específicam ente p a ja proteger el agua subterránea a partir de las fuentes agrícolas de los nitratos es la «D irectiva de los N itrato s en el Agua Subterránea» (91/676/C EE). L a D irectiv a reafirm a una co n cen tració n máxim a adm isible (M AC) de n itrato en el agua subterránea de 50 mg/1 q u e se estableció por la D irectiva 80/778/C EE . A dem ás, la legislación indica q u é códigos de buena p ráctica agrícola serán establecidos p o r lo s países m iem bros, p a ra ser lievados a cabo de form a v oluntaria p o r los agricultores. E1 terreno agrícola está convirtiéndose en un receptor propicio p a ra los lodos de las aguas residuales, im pulsando la aprobación de ordenanzas p a ra controlar el empleo de lo s fangos de alcantarillas con objeto de p revenir los efecto s dañinos al suelo, a la vegetación, a lo s anim ales y a los seres hum anos. L a D irectiva
Ül ^ ^
|j |p
^ ^
W a
Ül ^ ™
W ^
^ w . m ^
58 8
W
qp ■ *** ^
^ ^ ^P*
^ ^
^
^ is
|p
INGENIERÍA AMBIENTAL
86/278/C EE establece el p o rcen taje m áxim o de aplicación de lo s lodos y estipula que los fangos de aguas resid u ales deben aplicarse al terren o de acuerdo al código de buena p ráctica para e v ita r la contam inación de las aguas y las em isiones de niveles m olestos de olores. Los olores y otros contam in an tes atm osféricos (p o r ejem plo, am oníaco) no se han acom etido generalm en te p o r la legislación de la U E . Sin em bargo algunos países m iem bros de la U E han aprobado norm as al respecto. P or ejem plo, en M anda, la L ey de la C ontam inación del A ire de 1987 (N.° 6 de 1987) proporciona el m arco lega] general p a ra co n tro lar la calidad del aire. M ediante esta Ley, es ilegal cau sar o perm itir u n a em isión en u n a cantidad o e n 'u n a form a tal que sea una «m olestia». D eterm in ar si existe o n o una m olestia es resp o n sab ilid ad de los juzgados. U n a «buena c láu su la de defensa» pro p o rcio n a p rotección leg al a los potenciales infractores siem p re que h ay an em pleado lo s m ejores m edios práctieos para p rev en ir o co n tro lar las em isiones. A nálogam ente, las em isio n es d e am oníaco de la agricultura han sido tratadas m ediante u n a legislación esp ecífica en algunos p aíses d e la U E . En los P aíses Bajos, por ejem plo, las em isiones de am oníaco de la agricultura deben red u cirse en un 30 y 70 p o r 100 de lo s n iveles de 1980 en los años 1994 y 2000 resp ectiv a mente, según el Plan N acio n al de P o lítica A m biental. En E stados U nidos, la s leyes aprobadas por el C ongreso tienen el m ism o efecto en los distintos estados que las D irectivas de la U E en los países m iem bros, al establecer las norm as m ínim as p ara la protección am biental. El control de la contam inación del agua o rig in ad a p o r la agricultura (al ig u a l que la pro ced en te de otras fuentes contam in an tes) está ordenado p or las E n m ien d as a la L ey de C o n trol de la C ontam inación del A gua de 1972 (P L 92-500) y su sucesora, L a Ley del A gua L im pia (PL 95-217). E n general, sólo las grandes instalaciones cerradas de piensos de anim ales están específicam ente incluidas en la legislación; sin em bargo, las L ey es establecen las norm as m ínim as de calid ad del agua q u e son de aplicación a todas las fu en tes p o tenciales de contam inación. L a agricultura y otras fuentes difusas de con tam in ació n se están viendo som etidas a controles m ás rígidos bajo P L 95-217, q u e ordenó la p u esta en m arch a de program as d e co n ta m inación de «fuente no p untual». L a Ley A grícola d e 1990 (la p rin cip al leg islá ción agrícola en E E U U ) exigió m edidas específicas p a ra la protección del a m biente a las explotaciones agrícolas que intentaban p articip ar en los program as federales de asistencia agrícola. A l igual que en la U n ió n Europea, los estados individuales en E E UU y la s localidades pueden, y lo h acen, aprobar legislación am biental que sea m ás restrictiv a que la ley federal (véase Cap. 13 p a ra m ás detalles so b re la norm a 5 0 3 , 1995).
10.9. RESUMEN W ^ ^ |p
L a producción agrícola b a sa d a en el terreno utiliza g ran d es extensiones d e tierra y se produce en presencia d e episodios m eteorológicos incontrolados e im previsibles. Por consiguiente, la ag ricu ltu ra tiene potencial p a ra causar contam inación tanto del agua com o del aire. L á contam inación d el suelo no es una cuestión
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
589
típicam ente debida a la naturaleza d e los contam inantes agrícolas, que son la m ateria orgánica y los nutrientes (y el su elo erosionado en alg u n o s ejem plos). El nitrógeno se suele p e rd e r p o r lixiviación en los sistemas ag ríco las, volatilización y desnitrificación. E l fósfo ro se suele p e rd e r por escorrentía, al igual que la m ate ria orgánica y el suelo erosionado. E x iste legislación am biental q u e se ocupa de las fuentes agrícolas de la contam inación principalm ente p a ra proteger Jos recu r sos de agua más q ue la calid ad del aire.
10.10. PROBLEMAS 10.1.
10.2. 10.3.
10.4.
10.5.
10.6.
10.7.
C ontrastar las trayectorias por la s q u e el nitrógeno y el fósforo se pierden de los sistem as agrícolas. ¿En q u e ép o ca del año esp eraría que cada uno de estos cam inos sea más im p o rtan te? T exturalm ente, co m p arar un fa n g o arcilloso con un fango arenoso. ¿Q ué diferencias hidráu licas esperaría en tre ambos suelos? ¿P or qué los resid u o s de los a n im ales son tan difereutes en la naturaleza de los residuos d e los seres h u m an o s? ¿Qué im plicaciones ofrecen las diferencias en las características q u e tienen para el control de los residuos de los anim ales? E l suelo se co m p o rta como un re a c to r biológico de pelícu la fija. D escribir las diferencias clav es entre el su elo y (a) los filtros percoladores y (b) los estanques d e lodos activados en lo que se refiere al tratam iento de agua residual. U n lago de ag u a dulce sufre eutro fizació n por escorrrentía del exceso de fósforo. Se co n sid era una cu enca con una serie de arroyos, que conducen hasta un río q ue desem boca en u n lago. D escribir có m o haría un balance de masa sobre el fósforo nutriente. R edactar un b rev e inform e de d o s páginas sobre las posibilidades, venta ja s y las desventajas de utilizar la digestión anaerobia para dism inuir la contam inación agrícola. R em itirse al Capítulo 13. E xplicar p o r q ué los residuos de g ranja tienen un v alo r de D QO m ucho m ás alto que el de DBO.
REFEREN CIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN Alexander, M. (1977). Introduction lo Soil Microbiology. 2nd edn. John Wiley, New York. Archer, J. (1988). Crop Nutririon and Fertiliser Use, 2nd edn, Farming Press, Ipswich. ASAE (1990). Standards, Engineering Practices and Dala, 37th edn, American Society of Agricultural Engineers, St Joseph, Michigan. Barth, C. L. (1985). «The rational design standard for anaerobio livestock lagoons», in Agricultural Waste Utilization and Management: Proceedings ofthe 5th International Symposium on Agricultural Wastes, American Society of Agricultural Engineers, St Joseph, Michigan.
A M B IE N T A L
fel%¿tamiento de agua (si el agua se usa para el y y i estéticamente inaceptables. En los sistemas salinos, pequw.. toes de N pueden estimular el crecimiento de las algas. ■o||pss son el «contaminante» del aire más reconocible que se origina en animales; generalmente estas emisiones están asociadas con el prol iflplicación al terreno. Aunque menos evidente a las personas, la volatiN H 3 de los residuos de los animales ha sido identificada como un contaminante del aire en ciertas regiones (por ejemplo en los Países Bajos), i ^Pbbado una legislación estricta en estas zonas para controlar la pérdida de ¿sgLjSn. En las construcciones cerradas (es decir establos de animales) donde residuos se almacenan debajo del edificio, la liberación de amoníaco y de íJÉPde hidrógeno pueden ser contaminantes amenazantes para la salud tanto •^ a n im a le s como del ser humano. Una construcción y unas características de ¡seiro para almacenar el estiércol apropiadas pueden reducir las emisiones de ■?íl^j^tiasta niveles aceptables; los niveles de S H 2 no suelen ser problema hasta qu flo s residuos de los animales sean eliminados de los edificios. En ese momen'toPfieben separarse los animales de los edificios y los operarios han de tener , a y .r ía l cuidado y usar dispositivos de protección de Ja respiración para evitar ^esgos para la salud.
%).6. PÉRDIDAS DE NUTRIENTES W
. L o s nutrientes que proceden de los fertilizantes o de los residuos no utilizados por ""la s plantas pueden «fugarse» de los sistemas agrícolas hacia las aguas subterráp neas o hacia las aguas superficiales. Estas pérdidas son económicamente y am bientalmente indeseables. Los dos nutrientes de principal importancia agrícola son el nitrógeno y el fósforo, los cuales tienen el mayor potencial para crear la contaminación del agua. Ambos nutrientes pueden: • • • •
Ser absorbidos por las plantas en crecimiento Moverse hacia el agua superficial en la escorrentía (P) Moverse hacia el agua subterránea en la lixiviación (N) Quedar inmovilizados en el suelo/balsas de materia orgánica
Además, el N procedente de los fertilizantes o de los residuos puede perderse a la atmósfera como gas. La Figura 10.5 muestra las trayectorias de la pérdida de nutrientes desde los sistemas agrícolas.
10.6.1. Lixiviación de los nitratos La lixiviación del N en los nitratos es la trayectoria principal por la cual se escapa el N de los sistemas agrícolas. Aunque el N es la forma preferida del nitrógeno mediante las plantas, sólo es adsorbido débilmente por el suelo y queda en solu ción, creando un anión altamente móvil que puede moverse fácilmente hacia abajo (lixiviar) a través del perfil del terreno. En que el nitrato alcance el agua
- vjN TA M IN A C IÓ N a g r í c
Figura 10.5.
*
Trayectorias potenciales que proceden de los sistem as agríco las basados en el terreno.
subterránea influyen muchos factores: la abundancia del ion, la relación carbononitrógeno, tipo de suelo, profundidad del agua subterránea, tipo de planta, época del año y variables climáticas. En el suelo, hay una tendencia del N en todas sus formas a convertirse a N nitrato por los microbios que contiene. Cuando los residuos se aplican al suelo, la velocidad a la que esto ocurre depende de las características del residuo, especial mente de la relación de carbono a nitrógeno (relación C :N ) o de la relación C ;N de la mezcla suelo-residuo si el residuo está incorporado. Cuando las relaciones C:N son de 20:1 o mayores los microorganismos del suelo utilizarán el suminis tro de carbono relativamente abundante como una fuente de energía para secun dar el rápido crecimiento y las multiplicaciones. Como resultado, la mayor parte del N será inmovilizado cuando se incoipora a la biomasa microbiana. Esto m ini miza el potencial para la lixiviación del N, al menos a corto plazo. El nitrógeno aplicado como fertilizante inorgánico (urea, amonio o nitrato) o en residuos con baja relación C :N tenderá a convertirse rápidamente a nitrato, proporcionando una fuente de nitrato lá absorción del cultivo así como lixiviación. E l tipo de suelo (textura y la estructura) influyen en la lixiviación del nitrato mediante el control de la velocidad y la cantidad de agua que se mueve hacia abajo (lixiviación) a través del perfil del suelo además del estado de aireación de éste. Los suelos libres de drenaje, arenosos, de grava y cárstico transmiten rápida mente grandes cantidades de agua, junto con sustancias disueltas como los nitra les. Además, estos suelos tienden a estar bien aireados, proporcionando las condi ciones favorables para la conversión de las formas de N a nitrato. Inversamente, Ies suelos de arcilla, con los poros más pequeños, tienden a transmitir el agua con menos facilidad y tienen menores concentraciones de oxígeno en los poros. La lixiviación de los nitratos procedente de estos suelos no suele ser un problema. En re a lid a d , pueden darse fácilmente condiciones anaerobias en los suelos con con tenido alto de arcilla, causando una pérdida de N como gas a la atmósfera a través de !a desnitrificación. La retención de las capacidades del agua para diversos suelos
58 4
qp
i |p ^ ^ «tP ¿r ^ qp ^
^ ^ ÍP ^ |p
IP 1
INGENIERÍA AMBIENTAL
están en el orden arc illa > barro > aren a (C ap. 17). P a ra u n a can tid ad dada de precipitación, el n itrato a v a n zará h a sta m ayores p ro fu n d id ad es en un suelo arenoso com parado con u n su elo arcilloso. A n álogam ente, el riesgo d e lixiviación de nitratos hasta el ag u a su b terrán ea es m a y o r para suelos con aguas p o c o profundas, siendo iguales los d em ás facto res, q u e p a ra los suelos con aguas profundas. Las plantas ejercen u n a in flu en cia so b re el alcan ce de la lix iv iació n del nitrato a través de sus m o d elo s de absorción del N. L o s cultivos co n periodos de crecim iento largos, tales c o m o las h ierb as, tienen u n a m ay o r oportunidad para la captación del N que los cu ltiv o s con p erío d o s de crecim ien to co rto s, tales com o los cereales sem brados en prim avera. L a longitud del periodo de crecim iento es especialm ente im p o rtan te al co n sid erar la m in eralizació n co n tin u a del N inorgá nico procedente de la m ate ria o rg án ica del suelo, el cual su m in istra el N para la captación de la p lan ta o p a ra lix iv iació n sin im p o rtar el N añadido m ediante fertilizantes o m ed iante los residuos. L o s cereales d e prim avera, p o r ejem plo, cesan en junio la ab so rció n d e N , m ien tras q u e la m in eralizació n del N en el suelo continúa h asta cierto grad o durante todo el año. E n co nsecuencia, el nitrato tiende a lixiviar hacia el agua su b terrán ea a p a rtir de los suelos libres de drenaje donde tiene lugar un a gran c an tid ad de p ro d u cció n de cereales. L a aplicación de los fertilizantes o residuos a suelos en los q u e se cultivan ex clu siv am en te cereales de prim avera tienden a ag rav ar los p ro b lem as de lix iv iació n del nitrato. Los m odelos de abso rció n del n itró g en o de las p lan tas influyen notablem ente en la disponibilidad del n itrato p ara la lixiviación. P o r tanto, a p licar fertilizantes o residuos en épocas q u e p on en N a disp o sició n cuando las p lantas los necesitan es crítico para m in im izar el p o tencial d e lixiviación d e nitrato. E n Irlanda, la hierba em pieza a in co rp o rar activ am en te el N desde m ed iad o s h asta fin al de febrero y continúa h asta fin a l d e agosto, p ro p o rcio n an d o un p o ten cial grande de captación de N y un m e n o r riesg o de lix iv iació n de nitrato. C ada cultivo tiene un m odelo de absorción característico, q u e estaría eq uilibrado p or las aplicaciones de N (sincronización y can tid ad ) con la co nsideración d eb id a al N- sum inistrado por el suelo. L os servicio s d e aseso ría agrícola en la m a y o r p arte de los países proporcionan recom en d acio n es de fertilizan tes p ara los cultivos agronóm icos y hortícolas y p ara los pastizales. D ebido a que el agua es el agente de transporte p a ra el nitrato, la existencia del drenaje del agua del suelo a través del perfil y la dispo n ib ilid ad del nitrato en el m ism o determ ina la ex ten sió n con q u e lixiviará el nitrato . En general, el m ovi m iento neto descenden te del agua a través del perfil del terreno se p ro d u c e cuando la precipitación exced e la evapotran sp iració n m ás la h u m ed ad alm acenada en el suelo. E sta condició n se su ele alcan zar cuan d o la activ id ad de la p lan ta es baja (finales de otoño, prin cip io s d e p rim avera) o in ex isten te (invierno).
10.6.2. La escorrentía del fósforo ^ ^
A l contrario que el N , el P d e lo s sistem as agrícolas se p ierd e en la escorrentía. L a escorrentía es la cantid ad en exceso de la precipitación sobre la in filtración, la intercepción y el alm acen am ien to en depresiones. L as p érdidas de P en la esco-
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
585
rrentía tienden a ser m ás altas en los suelos «pesados» (con c o n ten id o s altos de arcilla) q u e en los suelos «ligeros» (con contenidos altos de arena) d eb id o a que los prim eros tienen capacidades de. infiltración m ás bajas y de e ste m o d o tienen más probabilidad de g en erar escorrentía. N o suele producirse lix iv iació n de P desde los suelos m inerales aunque p uede perderse P por lixiviación d esd e suelos altam ente orgánicos (especialm ente turba) y desde suelos muy arenosos. El fó sfo ro en la escorren tía puede estar en fo rm a soluble (d isu elto ) o en form a «fija» (adsorbido a las p artícu las del suelo). L a concentración de P en la solución de suelo en los 1 a 3 m m superiores p u ed e diluirse p o r precipitación perm itiendo que se lib e re m ás P en solución desde la b olsa lábil (disponible lentam ente) del suelo. P o r esta razón, los su elo s con altas concentraciones de P p la n te an un m ayor riesgo, en general, de pérd id as en la escorrentía q u e los suelos con contenidos de P más b ajo s. Los suelos altam ente erosionables tam bién son su scep tib les de pér dida de P en la escorrentía y deben co ntrolarse d e m anera que las partículas del suelo q ue transportan el P retenido no abandónen el lugar y alcan cen las aguas superficiales. Las pérdidas d e P en escorrentía pueden ser altas cuando los re sid u o s orgáni cos se h an aplicado en lo s puntos que son p ropensos a generar la escorrentía. Tales zo n as tendrán unas capacidades de infiltración bajas, co n ten id o s altos de hum edad, alto nivel freático u otras restriccio n es a la absorción d e la precipita ción. En estas situaciones, la sincronización de la escorrentía con respecto a la aplicación de los residuos es un determ inante im portante de la m e d id a en que se produzcan las pérdidas de P . En general, cuando el tiem po entre la escorrentía y la aplicación de residuos au m enta, las pérdidas de P (y D B 0 5) dism in u y en expo nencialm ente. Cuando se co n tro la la erosión, las p érdidas de P en la escorrentía se prod ucen principalm ente en la form a soluble (orto fosfato). A u n q u e no todo el P perdido de un lugar por la escorrentía alcanza realm ente las aguas receptoras (es asim ilado a lo largo de su recorrido en los usos interm edios del terreno), es crucial m inim izar las pérdidas de P dada la m ín im a concentración necesaria (0,01 mg/1) de ? soluble para estim ular el crecim iento de las algas en las aguas superficiales.
10.7. OTROS RESIDUOS Y CONTAMINANTES POTENCIALES Paj a el suelo agrícola se em plea una variedad de residuos distintos a los proceden tes de los anim ales. E n las m ejores circunstancias, estos residuos, se aplican en tasas y usando técnicas que hagan m ínim o el riesgo de contam inación y máxima ia absorción de nutriente? p o r las plantas. En las peores circunstancias, los residuos se aplican d e acuerdo con u n a estrategia de «evacuación» que ignora los principios agronóm icos y del suelo, d ando lugar a un potencial de contam inación elevado. L a v aried ad de residu o s que se em plean en el suelo agrícola es demasiado grande p a ra un listado ex h au stiv o y caracterización. Los lodos q u e proceden de las instalaciones de tratam iento de aguas residuales industriales, dom ésticas y com binadas (así com o del agua residual tratada) y los residuos q u e proceden de
586
INGENIERÍA AMBIENTAL
las fabricas de alim en tació n (sangre, panza, suero, residuos q u e p roceden del tratam iento de ag u as re sid u ale s) son pred o m in an tes en v o lu m en . E n m uchos ca sos, estos residuos co n tien en sólo m ateria o rg án ica y n utrientes inorgánicos aun q ue las cantidades relativ as de cad a uno v arían co n sid erab lem en te p ara los d ife ren tes residuos. E l p o ten cial de contam inación es red u cid o p o r los m ism os pro ceso s físicos, q u ím ico s y biológicos del suelo descritos anterio rm en te que p a ra los residuos estrictam en te agrícolas. E n el caso de lo s lo d o s, especialm ente los d e origen in d u strial, m etales p e sa dos y otros m icrocon tam in an tes p o tenciales (dioxinas, P C B ) pued en ser una preocupación am b ien tal. L os Iodos que p ro ced en de las in stalacio n es de trata m ien to secundario de aguas residuales suelen ten e r del 3 al 7 p o r 100 de m ateria seca. Los tipos y las co n cen tracio n es de los m etales pesados d ep en d en de la n a tu ra leza de las industrias q u e pro d u cen el Iodo. P a ra la caracterizació n de cualquier lodo son esenciales lo s análisis quím icos m eticu lo so s antes d e ap licarlo al suelo. A dem ás, cuando se u tiliz a el suelo agrícola, d eben c o n sid erarse los principios agronóm icos para p ro g ram a r las aplicaciones d e los lodos en o tra s operaciones de explotación agrícola. E s p ru d en te m antener reg istro s precisos de las cantidades y caracterización de to d as las aplicaciones de los lodos al suelo agrícola. Se d isp o ne de valores guía p ara la utilizació n del lo d o al suelo ag ríco la e n las agencias de investigación y co nsulto ras, universidades y autoridades reg u lad o ras.
%r
10.7.1. Pesticidas
w ^
L os productos q u ím ico s d e protecció n de los cultivos (pesticidas) son una p arte in teg ral de la agricultu ra intensiva, resp o n sab le en p arte d e ay u d ar a pro d u cir víveres abundantes qu e m an tien en los alim entos d e consum o a costos relativam en te bajos. Junto con estas ventajas hay aso ciad o s ciertos rie sg o s am bientales, d eb id o a que la m a y o r p arte de los p esticidas son sustancias tóxicas. L a m ay o r p arte son com puestos org án ico s sintéticos, cu y as propiedades físic as y quím icas varían am pliam ente, p ro v o can d o co m portam ientos m uy d iferen tes de los pesticidas en el medio. T am b ién influyen en el com po rtam ien to del p e stic id a las pro p iedades del suelo (especialm en te la textura y el contenido de m a te ria orgánica), las técnicas de aplicación (la aplicación foliar resp ecto a la aplicación superficial o la inclusión d e l suelo) y las condiciones am bientales (la hum edad d el suelo, la tem peratu ra y la aireación). . T res características de los p esticidas son especialm ente c ríticas al influir en el p o tencial de un p e stic id a a que se «pierda» d esd e un punto d e aplicación en 1 a escorrentía o m ediante la lixiviación. El índice de sorción del su e lo de un p estici da m id e la tendencia del elem ento quím ico a atac ar a las p artíc u la s del suelo y a l a m ateria orgánica. L o s índices de sorción d e l suelo están d efin id o s m ediante u n a relación quím ica, K oe que m ide el grado relativ o al que so n «sorbidos» los p esticidas por el suelo y la m ateria orgánica q u e pro ced e de u n a solución acuosa. L a solubilidad en el ag u a es u n a propiedad in h e re n te del in g red ien te activo de un pesticida, y define la can tid ad del p esticida q u e p uede diso lv erse en el agua. El p erio d o m edio en el su elo de un p esticida es el tiem po en días necesario para que
||y
^
Hjp W ^
*90
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
587
su concentración original se deg rad e o reduzca a 3a m itad. A diferencia de la solubilidad, lo s períodos m edios de un pesticida no tienen un v a lo r constante, sino que están afectados p o r la tem peratura y la hum edad del suelo (véase tam bien el Cap. 3). L o s pesticidas con m ayor p robabilidad de ab an d o n ar un punto de aplicación en la escorrentía so n los de aplicación foliar o superficial sin incorporación, que tienen al'tos índices de sorción (K 0{. m a y o r de 1 .0 0 0 ), b ajas solubilidades en agua y grandes períodos de v id a media. P robablem ente los pesticidas que lixivian a p artir de un punto d e aplicación son aquellos que están incorporados en el suelo y tienen bajos índices de sorción, altas solubilidades en ag u a y grandes períodos de v id a m edia en el suelo. L as sustancias quím icas con cortos períodos de vida m edia tienden a degradarse antes de q u e puedan co n tam in ar las aguas superficiales o subterráneas, e incluso pueden m o v erse desde el p u n to de aplica ción si se p ro d u ce la precipitación inm ediatam ente después de u n a aplicación.
¡ cm
w ^ Kl
10.8. LEGISLACIÓN (UE) El interés público en la protección am biental v a en aum ento en to d o el m undo, pero especialm ente en los países desarrollados q u e tienen los recursos sociales, financieros y tecnológicos p a ra acom eter los problem as de la contam inación. A demás, los cam bios dem ográficos en estos p aíses están aum entando el tam año ce la contam inación no agrícola, m ientras que la población agrícola está continuam ente dism inuyendo. Un resu ltad o de estos dos im portantes cam bios sociales es que en los países desarrollados la agricultura h a quedado bajo observación por contribuir a la contam inación am biental. L a U nión E uropea h a p u b licad o varias directivas para p ro teg er la calidad am biental. L a legislación establece un estándar m ínim o para la protección am biental que debe adoptarse p o r todos los países m iem bros. U na de las m ás im por tantes es 1.a « D irectiva sobre el A gua Potable» (80/778/C E E), la cual establece las concentraciones m áxim as d e los distintos contam inantes que se adm iten en el agua potable pública. U na legislación sim ilar (D irectiva 78/659/C E E ) establece los lím ites de la calidad del agua para la p rotección de los hábitas de los peces. C onjuntam ente, estas directivas proporcionan u nos medios generales m ediante Jos que controlar la contam inación a partir de u n a variedad de causas, incluyendo la agricultura. L a legislación diseñada específicam ente p ara proteger e] agua subterránea a partir de las fuentes agrícolas de los nitratos es la «D irectiva de los N itratos en el A gua Subterránea» (91/676/C EE). L a D irectiva reafirm a u n a concentración m á xim a adm isible (M AC) de nitrato en el agua subterránea de 50 mg/1 que se esta bleció por !a D irectiva 80/778/C EE. A dem ás, la legislación indica qué códigos de buena p ráctica agrícola serán establecidos por los países m iem bros, p ara ser lle vados a cabo de form a voluntaria p o r los agricultores. El terreno agrícola está convirtiéndose en u n receptor propicio p ara los lodos de las aguas residuales, im pulsando la aprobación de ordenanzas p a ra co n tro lar el empleo de lo s fangos de alcantarillas con objeto de prevenir los efectos dañinos al suelo, a la vegetación, a los anim ales y a los seres hum anos. L a D irectiva
^ ™
•
w lp V i ^
588
INGENIERIA AMBIENTAL
m
86/278/C EE establece el p o rc en taje m áxim o de aplicación de lo s lodos y estipula que ios fangos de aguas re sid u ale s deben aplicarse al terreno de acuerdo al código de buena p ráctica p ara e v ita r la contam inación de las aguas y las em isiones de niveles m olestos de olores. L os olores y otros co n tam in an tes atm osféricos (por ejem plo, am oníaco) no se han acom etido generalm ente p o r la legislación de la U E. Sin em bargo algunos países m iem bros de la U E han aprobado n orm as al respecto. Por ejem plo, en M anda, la L ey de la C ontam inación del A ire de 1987 (N.° 6 de 1987) proporciona el m arco legal general p a ra c o n tro lar la calidad del aire. M ediante esta L ey, es ilegal causar o perm itir u n a em isión en u n a cantidad o en' una fo rm a tal que sea una «m olestia». D eterm in ar si existe o no una m o lestia es resp o n sab ilid ad de los juzgados. U n a «buena c lá u su la de defensa» p ro porciona p rotección leg al a los potenciales infractores sie m p re que hayan em pleado los m ejores m edios p rácti cos para p rev en ir o co n tro lar las em isiones. A nálogam ente, las em isio n es de am oníaco de la agricultura han sido tratadas m ediante u n a legislación esp ec ífic a en algunos países d e la U E . E n los Países Bajos, por ejem plo, las em isio n es de am oníaco de la agricultura deben reducirse en un 30 y 70 p o r 100 de lo s n iv eles de 1980 en ios años 1994 y 2000 resp ectiv a mente, según el Plan N a cio n al de Política A m biental. E n E stados U nidos, las ley es aprobadas p o r el C ongreso tienen el m ism o efecto en los distintos estados q u e las D irectivas d e la U E en los países m iem bros, al establecer las norm as m ín im as para la pro tecció n am biental. El control de la contam inación del agua o rig in ad a p o r la agricultura (al ig u al que la pro ced en te de otras fuentes contam inantes) está ordenado p o r las E nm iendas a la L ey de C ontrol de la C ontam inación del A g u a de 1972 (P L 92-500) y su sucesora, L a L ey del A gua L im pia (PL 95-217). E n general, sólo las grandes instalaciones cerradas de piensos de anim ales están esp ecíficam en te incluidas en la legislación; sin em bargo, las L eyes establecen las norm as m ínim as de calidad del ag u a q u e son de aplicación a todas las fu en tes p o tenciales de contam inación. L a agricultura y otras fuentes difusas de co n tam in ació n se están viendo som etidas a controles m ás rígidos bajo P L 95-217, que o rdenó la pu esta en m archa de program as d e co n ta m inación de «fuente no p u n tu al» . L a Ley A g ríco la de 1990 (la p rincipal legislación agrícola en E E U U) ex ig ió m edidas específicas para la p rotección del am biente a las explotaciones ag ríco las que in tentaban p articipar en los program as federales de asistencia agrícola. A l igual que en la U nión Europea, los estados individuales en E E UU y las localidades pueden, y lo hacen, aprobar legislación am biental q u e sea más re stric tiv a que la ley federal (véase Cap. 13 p a ra m ás detalles sobre 1a norm a 503, 1995).
*
10.9. RESUMEN
^
La producción agrícola b a sa d a en el terreno u tiliza grandes extensiones d e tierra y se produce en presencia d e ep isodios m eteorológicos incontrolados e im p rev isi bles. P or consiguiente, la ag ricu ltu ra tiene poten cial para causar contam inación tanto del agua com o del aire. L a contam inación del suelo no es una cuestión
í¡0 m ^ Hí ^ ^ m ^
^
t|P ^ ^
^ ^ í¡>
< | 0
Wf
"■
CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
589
típicam ente debida a la naturaleza d e los contam inantes agrícolas, que son la m ateria orgánica y los nutrientes (y el suelo erosionado en algunos ejem plos). E l nitrógeno se suele perder p o r lixiviación en los sistemas agrícolas, volatilización y desnitrificación. El fósforo se suele p e rd e r p o r escorrentía, al igual que la m ate ria orgánica y el suelo erosionado. E x iste legislación am b ien tál que se ocupa de las fuentes agrícolas d e la contam inación principalm ente p a ra p roteger los recur sos de agua m ás qu e la calidad del aire.
10.10. PROBLEMAS 10.1.
10.2. 10.3.
10.4.
10.5.
10.6.
10.7.
C ontrastar las trayectorias p o r las que el nitrógeno y el fósforo se pierden de los sistem as agrícolas. ¿En q u e época del año esperaría que cada uno de estos cam inos sea más im portante? T exturalm ente, com parar un fan g o arcilloso con un fango arenoso. ¿Q ué diferencias hidráulicas esperaría en tre ambos suelos? ¿Por qué los residuos de los anim ales son tan diferentes en la naturaleza de los residuos de los seres hum anos? ¿Qué im plicaciones ofrecen las diferencias en las características q u e tienen para el control de los residuos de los anim ales? E l suelo se com porta como un reacto r biológico d e p elícu la fija. D escribir las diferencias claves entre el suelo y (a) los filtros percoladores y (b) los estanques de lodos activados en lo que se refiere :al tratam iento d e agua residual. U n lago de agua dulce sufre eutrofización por esco rrren tía del exceso de fósforo. Se considera una cu en ca con una serie de arroyos, que conducen hasta un río que desem boca en un lago. D escribir cóm o haría un balance de m asa sobre el fósforo nutriente. R ed actar un breve inform e de dos páginas sobre las posibilidades, venta ja s y las desventajas de utilizar la digestión an aerobia para dism inuir la contam inación agrícola. R em itirse al C apítulo 13. E xplicar p o r qué los residuos de granja tienen un v alo r de D Q O m ucho m ás alto que el de DBO.
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN Alexander, M. (1977). Iniroducüon lo Soil Microbiology. 2nd edn. John Wiley, New York. Archer, J. (1988). Crop Nutririon and Fertiliser Use, 2nd edn, Farming Press, Ipswich. ASAE (1990). Standards, Engineering Praclices and Dala, 37th edn, American Society of Agricultural Engineers, St Joseph, Michigan. Barth, C. L. (1985). «The rational design standard for anaerobio livestock lagoons», in Agricultural Waste Utilizarían and Management: Proceedings o f the Sth Internationa! Symposium on Agricultural Wastes, American Society of Agricultural Engineers, St joseph, Michigan.
590
<<^0 W ****
^0 ' '’n
-
qjpr lp la
m ^ ™
W 1
INGENIERÍA AMBIENTAL
Department of Agricultura, Ireland (19S5). Guidelines and Recommendations on Control o f Pollution from Farmyard Wastes (revised), Department of Agricultura and Food, Dublin, Ireland. Grundy, K. (1980). Tackling Farm Waste, Farming Press, Ipswich. Halley, R. J. and R, J. Soffe (1988). The Agricultural Notebook, 1Stb edn, Blackwell Scientific Publications, Oxford. Hillel, D. (1980). Fundamentáis o f Soil Physics, Academic Press, New York. Hudson, N. (1981). Soil Conservation, 2nd edn, Comell University Press, Ithaca, New York. Jury, W. J., W. R. Gardner and W. H. Gardner (1991). Soil Physics, 5th edn, John Wiley, New York. Lee, J. and B. Coulter (1990). «A macro view of anima! manure production in the European Community and implications for environment», in Manure and Environment Seminar— V1V Europe, Utrecht, the Netherlands, 14 November. McCuen, R. H. (1989). Hydrologic Analysis and Design, Prentice-Hall, Englewood Cliffs, New Jersey. MAFF (1991). Code o f Good Agricultural Practice fo r the Protection o f Water, Ministry of Agriculture, Fisheries and Food, London. MAFF (1992). Code o f Good Agricultural Practice fo r the Protection ofA ir, Ministry of Agriculture, Fisheries and Food, London. Merkel, J. A. (1981). Managing Livestock Wastes, AVI Publishing, Westport, ConnectiCllt. Midwest Plan Service (1985). Livestock Waste Facilities Handbook, 2nd edn (MWPS-18), Midwest Plan Service, Iowa State University, Ames, lowa. Novotny, V. and G. Chesters (1981). Handbook o f Nonpoint Pollution, Van Nostrand Reinhold, New York. O’Bric, C., O. T. Cartón, P. O ’Toole and A. Cuddihy (1992). «Nutrient valúes of cattle and pig slurries on Irish farms and the implications for slurry application rates», Irish Journal o f Agricultural Research, 31(1), 89-90. Schwab, G. O., D. D. Fangmeier, W. J. Elliot and R. K. Frevert (1993). Soil and. Water Conservation Engineering, 4th edn, J. Wiley, Somerset, New York, Shaw, E. M. (1988). Hydrology in Practice, 2nd edn, Chapman and Hall, London. Teagasc (1989). Farmyard Wastes and Pollution, Agriculture and Food Development Authority, Dublin, Ireland. Teagasc (1992). Miscellaneous data (unpublished), Johnstown Castle Research and Deve lopment Centre, Wexford, Ireland. -Tunney, H. and S. M. Molloy (1975). «Variations between forms of N, P, K, Mg ajid dry matter composilion of cattle, pig and poultry manures», Irish Journal o f Agricultural Research, 14,71-79. US Department of Agriculture (1975). Agricultural Waste Management Field Manual, Soil Conservation Service, US Department of Agriculture, Washington, D.C. USEPA (1975). Land Treatment o f Municipal Wastewater Efiments: Design Factors II, US Environmental Protection Agency, Washington, D.C. Wesseling, J„ W. R. van Wijk, M. Fireman, B. D. van’t W oudt and R. M. Hagan (1957). «Land drainage in relation to soils and crops», in Drainage o f Agricultural Lands, J. N. Luthin (ed.), American Society of Agronomy, Madison, Wisconsin.
PARTE
TERCERA TECNOLOGÍAS DE INGENIERÍA AMBIENTAL
Capítulo 11
TRATAMIENTO DE AGUAS Capítulo 12
TRATAMIENTO DE LAS AGUAS RESIDUALES Capítulo 13
DIGESTIÓN ANAEROBIA Y TRATAMIENTO BE FANGOS Capítulo 14
TRATAMIENTO DE RESIDUOS SÓLIDOS Capítulo 15
TRATAMIENTO DE RESIDUOS PELIGROSOS Capítulo 16
CONTROL DE EMISIONES INDUSTRIALES DE AIRE Capítulo 17
CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN AGRÍCOLA
i*
1
^
1
^
1^
CAPITULO
TRATAMIENTO DE AGUAS
11.1. INTRODUCCION Los objetivos de este cap ítu lo sobre la purificación y tratam iento de agua bruta para acom odarla a los estándares de agua potable son:
§ ¡| |
® C om prender las diferencias en estándares entre agua bruta y agua purificada 0 E xam inar los diversos procesos de tratam iento físico-quím ico im plicados L as aguas naturales raram ente son de calidad satisfactoria p ara el consum o hum ano o el uso industrial y casi siem pre deben ser tratadas. E l nivel de trata m iento necesario dependerá de cuan aceptable o «pura» sea el agua natural. E l agua dulce bruta se extrae de los ríos, lagos u origen subterráneo y se trata hasta los estándares aceptables para el consum o hum ano o las necesidades industríales. E n los E stados U n id o s y el R eino U nido, el origen m ás c o m ú n con diferencia de agua dulce b ru ta son los ríos y lagos, aunque en décadas recientes se están utilizand o m ás recu rso s de aguas subterráneas. E n el co ntinente europeo se . utiliza am pliam ente el agua subterránea. A lgunas fuentes de agua subterránea son tan puras que no se req u iere tratam iento alguno, aunque cuando se utilizan para abastecim iento público, las autoridades hidráulicas locales (públicas y privadas) tienden a aplicar un pro ceso de desinfección, aunque esto es prioritariam ente para desinfección de la red de distribución. A lgunas fuentes de ríos o lag o s de montaña pueden ser tam bién relativam ente puras y de nuevo necesitar p oco tratam iento. A l otro lado d e la escala, cuando se usan para extracción las zo n as bajas de los ríos, pued e ser necesario un tratam iento intensivo, especialm ente si la extracción está aguas abajo de zonas urbanas, industriales o agrícolas. En la p ráctica, todos los sum inistros públicos de agua se som eten a alguna form a de tratam iento, cuyo grado de tratam iento dep en d e de la calidad del sum inistro d e ag u a bruta. La calidad del agua tratada en el m undo desarrollado hoy día esta casi estandarizada, 593
m
i
•
i
Ü
i
Ül | ^ í ff( ; J w f
Ül ^ ™
“
594
^
y las instalaciones de tratam iento tienen que cu m p lir con m uchos parám etro s de calidad en base a un segu im ien to frecuente, Los objetivos del tratam ien to d e ag u a son producir:
^ tP ' % , • ^ tV ^ qgp
INGENIERÍA AMBIENTAL
• A gua que sea segura p ara el consum o hum ano * A gua que sea estéticam en te atractiva al co nsu m id o r • A gua a un co sto razo n ab le Estos objetivos se cum plen fácilm ente en el m undo desarrollado y la tecnología de tratam iento es análoga en todo el m undo. Sin em bargo las tecnologías de tratamiento de aguas están constantem ente en proceso de investigación, no sólo p a ra m ejorar el producto final sino para hallar m odos de tratar el agua que anteriorm ente se consideraba inadecuada com o fuente bruta. A m enudo la industria necesita p rocesos avanzados de tratam iento de agua, por ejem plo, las industrias de bebidas o farm acéuticas. E stas industrias pued en tener estándares m ás rig u ro so s que los d e los sum inistros potables. T am bién los servicios públicos d e agua u tiliza n los m étodos m ás avanzados p ara separar contam inantes com o los p ro d u cto s orgánicos.
11.2. CANTIDAD DE AGUA NECESARIA V íü
^
Los sum inistros p ú b lico s de agua no rm alm en te dan servicio a las n ecesid ad es de: • V iviendas dom ésticas • L ucha contra incendios * Industria B C om ercio La dem anda d e agu a v aría según el usuario final y tam bién seg ú n el país. P o r ejem plo, el consum o m edio diario p e r cápita de agua en los E stad o s U nidos v aría de un m ínim o d e 130 a un m áxim o d e 2.000 litros. El p ro m ed io europeo es aproxim adam ente de 225 litros, m ientras que algunos p aíses del n o rte de E u ro p a (por ejem plo, D in am arca y A lem ania) consum en m en o s de 200 litro s. E n el d ise ño de u na nueva p la n ta de tratam iento o la am pliación de u n a existente, los v a lo res del consum o p er cápita se d eterm inan m ediante en cu estas y contadores en las tuberías de sum inistro. L os servicios contra incendios n ecesitan q u e haya siem pre un m ínim o volum en de agua a m ano, y que esté disp o n ib le a la p resió n adecuada. En las zonas urbanas esta dem anda p u ed e cubrirse co n d epósitos que tam bién sirven a las necesidades dom ésticas. En las zonas u rb an as p eq u eñ as pueden se r necesarios depósitos especiales p ara las necesidades d el servicio contra in ce n dios. L as necesidades de volum en p ara com ercio e in d u stria son específicas se gún el sector industrial, p ero la dispo n ib ilid ad de una ad ecu ad a infraestru ctu ra de sum inistro de agua es una p rioridad p a ra atraer nuevas in d u strias a u n a localidad. T am bién se co n su m e agua p o r «fugas», un gran p ro b lem a en zonas urbanas con redes de distribución antiguas. T am bién la calid ad del agua se reduce si se envía a través de redes de distribución antiguas, esp ecialm en te p o r tuberías de plom o y hierro. L as T ablas 11.1 y 11.2 m uestran ejem plos de tasas de uso y consum o de agua en E stad o s U nidos.
TRATAMIENTO DE AGUAS
Tabla 11.3. G ru p o
-
Parámetros de la directiva de agua potable en la Unión Europea
/ D e s c r ip c ió n
;-.
; ‘ . V.del g r u p o -
- •
P a r á m e tr o
'
C o n c e n tra c ió n m á x im a . . a d m isib le (C M A ) -
A
Parám etros o rg an o lé p tic o s
¿ o lo r T u rb id ez O lo r S ab o r
2 0 mg/I, escala P t/C o 10 m g/i S iO , D ilución de 2 a 12 *C D ilución de 2 a 12 °C
B
Parám etros fisico q u ím ic o s
T em p eratu ra
25 CC 6,5 < pH < 8,5 4 0 0 /iS/cm 2 5 0 mg/1 C1 25 0 mg/1 S 0 4 Í 0 0 mg/1 Ca 5 0 mg/1 M g 150 mg/1 Na 12 mg/1 K 0 ,2 mg/1 Al 1.500 mg/1
C
D
E
F
597
PH C ond u ctiv id ad C loruros Sulfatos C alcio M agnesio Sodio Potasio A lum inio R esiduo seco total
Parám etros relativos a su sta n c ia s in d ese a b le s en ca n tid a d es excesivas
P arám etros rela tiv o s a su sta n c ia s tóxicas
Parám etros m ic ro b io ló g ic o s
M ínim o ne c esa rio para agua ablandada
t V G = V alor guía.
.
N itrato s N itrito s A m o n io N K jeldah! O xidabilidad S u lfu ro de hidrógeno Sustancias extraíbles al clo ro fo rm o H idrocarburos Fen o les B o ro S u rfactan tes O rganoclorados H ierro M an g an eso C o b re C in c Fó sfo ro F lú o r Só lid o s su sp en d id o s Bario
5 0 mg/1 N O j 0,1 mg/1 N O , 0 ,5 m g/i N H ¡ 1 mg/I 5 mg/1 0 ¡ N o detcclablc /tg/1 N ingún aum ento sobre el fondo 10 ¡ig/1 0 ,5 tm fl C f)H 5O H 1,000 í /c / I B 20 0 /lg /í (lacril su lfato )
A rsénico C adm io C ianuros C rom o M ercurio N íquel P lo m o A n tim o n io Sclcnio Pesticid as PA H
5 0 /(g/1 As 5 /ig/l Cd 5 0 ¿i°/l Cn S O /íg /lC r 1 í 'g /1 Hg 5 0 )tgfi Ni 5 0 /igfl Pb 10 mg/1 Sb 10 mg/1 Se 0,1 í¡g/l 0,2 fig/1
C o lifo rm es totales C o n fo rm es fecales E streptococos fecales CJosíridia suJíorreducloras
N M P < 1/100 m L NM P 1/100 m L N M P 5: 1/100 m L NM P 1/20 m L
D u re ia total A lcalinidad
> 6 0 mg/1 co m o C a C O j > 3 0 mg/1 H C O j
1 f g /l 2 0 0 /ig/1 Fe 5 0 /(g/1 M u 1 0 0 /ig /lC u 1 0 0 /ig /l Zn 5,000 ,ig/l P ,O s 1.000 /(g/1 f ‘ 0 100 /ig/1 Ba
C o m e n ta r io s t
VG VG VG VG
■0 ,0 5 m g/I V G
0,1 mg/1 residuo seco cn V G
VG VG
VG VG
VG
(Total)
598
^ 1» ^ f¡p
^ im
— W* ^ H¡?
INGENIERÍA AMBIENTAL
tintes y ácidos húm icos de las p ian tas. E stos ú ltim o s p roducen un c o lo r m arrónam arillo desagradable a la vista. T radicionalm ente, se p en sab a q u e este co lo r era inofensivo, pero recien tem en te se h an identificado ciertas co rrelacio n es entre el color y la form ación de h alo fo rm o s durante la cloración d e aguas po tab les (D ojlido y B est, 1993). El color se m id e en unidades d e mg/1 sobre la e scala de p latin o cobalto (Pt/Co). E l agua b ru ta tiene m uy buena calidad de color p o r debajo de 10 mg/1, es aceptable a 100 m g /L y es inaceptable a niveles m ay o res de 200 mg/1. De la m ism a form a, los d esin fectan tes son m ás efectivos cuando se u san en aguas de baja turbidez. L a turbidez se debe a la p re se n c ia de m ateria p articu lad a y es u n a m edida de la capacidad del agua p ara d isp e rsa r la luz. E stá p ro d u cid a p or la presencia de partículas suspendidas m uy fin as o de arcillas. L a tu rb id ez se m id e en unidades nefelom étricas. E l agua es d e m u y b uena calidad en tu rb id ez si ésta está p o r debajo de 0,1 N T U . E s de tu rb id e z aceptable si los n iveles son m en o res de 1 N T U y se considera inaceptable si el v a lo r es m ay o r de 5 N T U . A veces se describe la turbidez com o la n u bosid ad del agua. El color del ag u a se m id e m e jo r cuando n o hay turbidez ya q ue esta ú ltim a en m ascara el color. El olor y el sa b o r en el agua son producidos p o r la p resen cia d e subproductos de m icroorganism os de p lan tas y anim ales, especialm ente del su lfu ro de h id ró geno. L os procesos básicos d e tratam iento de aguas están d irig id o s a la elim inación de color, turbidez, o lo r y sa b o r y d u ra n te el «proceso» m ejo ra n la calidad de otros parám etros (por ejem plo, m icrobiológicos).
11.3.2. Los parámetros fisicoquímicos D ependiendo de su origen, el agua bruta puede n ecesitar un tratam iento concreto para satisfacer los once parám etro s relacionados en la T ab la 11.3. L as concentraciones m áxim as adm isibles d e esto s parám etros p a ra agua p o tab le están esp ecifi cadas. A veces el sum inistro b ru to n ecesita correcció n de pH . El agua turbosa de las alturas tiende a tener un p H - 4 ,5 . L a presencia d e algas fotosintéticas a veces eleva el pH a - 1 0 . L a p resen cia d e cloruros viene in d icad a p o r u n sabor salado y “ puede sugerir un origen de agua co ntam inada p o r agua residual. A ltos valores de q p calcio aum entan la dureza, lo cual p uede ser ben eficio so p ara la salud (Pocock et al., 1981). E l m agnesio tam b ién co n trib u y e a la du reza. L a dureza es una m edida W ? de los potenciales efectos de incru stació n en calderas, etc., y se identifica p o r la presencia de cationes, es d ecir C a 2 + , M g 2 + . A ltos niv eles de potasio pueden sugerir contam inación por un fertilizan te artificial. N iveles excesivos de alum it|jp' nio pueden asociarse con la en ferm ed ad de A lzh eim er (C raig y C raig, 1989).
m ^
■ 11.3.3. Parámetros relativos a sustancias indeseables en cantidades excesivas ^
El nitrógeno con sus diez estados d e oxidación tiene C M A estab lecid as para cu a tro estados. L a principal p reo cu p ació n sanitaria es el nitrato. L a enferm edad in
TRATAMIENTO DE AGUAS
599
fantil m etanoglobinem ia (síndrom e del n iñ o azul) se debe a los niveles excesivos de nitrato. O tros estados del nitrógeno, especialm ente el nitrógeno am oniacal, pueden indicar contam in ació n orgánica. L a presencia de sulfuro d e hidrógeno indica m ateria orgánica descom puesta. L a presencia de fenoles, que son tóxicos en dosis extrem adam ente bajas, se atrib u y e a escorrentías de carretera y de obras y a algunos vertidos industriales. L a p re se n c ia de cinc, cobre, hierro, m anganeso, bario y plata se deb e probablem ente a la geolo g ía del terreno o a v ertidos in d u s triales. Son frecuentes lo s niveles excesivos d e hierro y m anganeso, especialm en te en agua subterránea, y aunque no son específicam ente un peligro p ara la salud pueden llevar a la aparición de m anchas m arrones en los aparatos sanitarios. El fluoruro no se suele encontrar en el agua bruta, pero, si aparece, en cantidades excesivas puede d a r lu g ar a m anchas en la dentadura (véase Sec. 11.10 sobre fluoración).
11.3.4. Parámetros relativos a sustancias tóxicas O nce parám etros se m encionan en esta categ o ría (véase T ab la 11.3) incluyendo el arsénico, cadm io, cianuro, cromo, p lo m o , m ercurio, níquel, antim onio y selenio. Su presencia puede deberse a la g eo lo g ía del terreno, p ero si se encuentran en cantidades excesivas m uy probablem ente se deba a vertidos industriales. L os p es ticidas y productos relacionados son in d eseab les ya que algunos d e ellos están clasificados com o carcinógenos sintéticos. L o s hidrocarburos arom áticos policíciclos (PA H *) son carcinógenos sintéticos y son los p roductos y subproductos del hollín, alquitrán, escapes de coches y bencenos.
11.3.5. Parámetros microbiológicos L a presencia de patógenos indeseables (bacterias, virus, etc.) se debe a las excre ciones hum anas y anim ales. En tratam iento de aguas, el agua bruta no se analiza de form a rutinaria para bacterias, virus, etc., por razón de la gran cantidad e inm ensa variedad de estos patógenos. E l procedim iento analítico usual es utilizar organism os indicadores que confirm arán la presencia de indicadores si existen. É ste es un procedim iento de ensayo sen cillo y aunque en la D irectiva U E se relacionan seis parám etros, la m ayoría de las veces es satisfactorio m irar sólo dos: coliform es totales y cpliform es fecales. C om o se discutió en el C apítulo 3, la m ayoría de los patógenos transportados en ag u a se introducen en el agua a través de la contam inación fecal, y la cepa de b acte rias conocida com o E scherichia coli es un organism o indicad o r ideal en cuanto q u e tiene un larg o período de supervi vencia en un m edio acuático. Los o rg an ism o s coliform es fecales no son p ató g e nos en sí m ism os. Para determ inar el nú m ero m ás probable (N M P) de bacterias coliform es en 100 m i de m uestra de agua se utilizan m éto d o s estadísticos. Las
tí m i f « « c « < « n i t « f < < < ( « t « t rr < r c 4
600
INGENIERÍA AMBIENTAL
concentraciones m áx im as adm isibles aparecen en la T a b la 11.3. V éase T cbobanoglous y S chroeder (1987) p a ra m ás detalles.
11.3.6.
Concentración mínima necesaria para agua ablandada
La dureza total se fija a an a concentración m ínim a de 60 mg/1 com o C a C 0 3. El exceso de dureza incrusta las calderas de agua. El ag u a d u ra se h a correlacionado positivam ente con u n a red u cció n de ataques de corazón. Los bicarbonato, sulfa tes y cloruros de calcio y m ag n esio p ro d u cen dureza. Es u n a m edida d e la p resen cia de los cationes, C a 2 + y M g 2 + . El agua p ara la in d u stria se suele ablan d ar m ás si los niveles de dureza exceden de 1 0 0 m g / 1 , debido a la incru stació n de calderas y tuberías y a un sab o r inaceptable. M ás detalles sobre la dureza se dan en el C apítulo 3. L a alcalinidad se define com o una m ed id a d e la capacidad d el agua para neutralizar ácidos. N o es una m edida de su acidez, com o el p H . S e calcula a partir de la presencia de aniones de especies de carbonato, H C O f , C O 3 ' , y O H ~ . M ás detalles se dan en el C apítulo 3.
11.3.7. Frecuencia de seguimiento Los 55 parám etros del agua m encionados en las seccio n es previas d eben ser co n trolados con diversas frecu en cias dependiendo del origen y calidad del agua b ru ta. L as norm as de co n tro l indican que el m uestreo y análisis au m en ten con la población servida. L as tres categorías son: control m ín im o (C l), con tro l corriente (C2), control periódico (C 3) y control o casional en situaciones especiales o acci dentes. L as frecuencias m ín im as se establecen en el A nexo II d e la D irectiva, pero los estados m iem b ro s tienen libertad en cuanto a la determ inación de las frecuencias. M ás co n cretam en te las frecuencias de control están relacio n ad as con el tam año de la p o blación y el volum en de agua p ro d u cid a diariam ente. P o r ejem plo, p ara una población de 150.000 la frecu en cia d e C l es 180, C 2 es 18 y C3 es 3 m uestras al año. L os p arám etro s no deseables, n itrato s, nitritos, y am onio están en el grupo de control C 2. Se rem ite al lecto r al A nexo II y T abla B de la D irecti va 80/778/C EE . E je m p lo 11.1. C alcu lar la dureza en mg/1 C a C 0 3 d e la siguiente m u estra de agua. '
Calió" N a+ M g 2* C a2+ K+
’’ 'Cojiceniración. í:
35 9 4S 1
' P eso . • equivalente 23 ] 2,2 20 39
TRATAMIENTO DE AGUAS
601
L a dureza se calcu la sobre la presencia d e M g 2 + y C a 2 + :
D ureza mg/1 C a C 0 3
M g 2 +(m g /l) x 50 m g/m eq p eso eq M g2 + C a 2 +(m g /l) x 50 m g /m eq _ _
-
p eso eq C a ' 9 x 50 48 x 50 •+ ■
12,2
20
D ureza = 156,9 mg/1 C a C 0 3 M ás detalles sobre la dureza se encuentran en el Capítulo 3.
11.3.8. Estándares primarios de agua potable de EE UU E n la T abla 11.4 aparecen algunos de los estándares prim arios de agua potable de E E UU. Los parám etros m ostrados se dividen en productos o rg án ico s e inorgáni cos, radionucleidos, m icrobiológicos y otras sustancias. L os co ntam inantes (parám etros), el efecto en la salud, el origen del parám etro y el nivel m áxim o de concen tración (NMC) están incluidos en la T a b la 11.4 y con más detalle en la Tabla 11.15 de la Sección 11.12. E sto se puede com parar en cierto m odo con la directiva U E de agua potable co n variaciones en algunos parám etros. E l N M C es una norm a obligatoria de U S E P A . Otro térm ino utilizado es O ÑM C; que es el objetivo de nivel m áxim o d e concentración y es un objetivo sanitario no obligatorio.
11.3.9. Formas de las impurezas del agua
V&
m
4#
^
El agua bruta p u e d e contener im purezas en v arias form as q u e incluyen: Particulada (tam año > 1 0 _1 m m ) - polvo ° Suspendida (1 0 ~ 3 rara > tam año > 1 0 -1 m m ) ~ turbidez 9 C oloidal ( 1 0 " 6 m m > tam año > 10“ 3 m m ) ~ m inerales d e arcilla • D isuelta (tam año < 10~ 6 m m ) - ácido húm ico/tánico, c o lo r 0
El objetivo del sector de tratam iento de aguas es red u cir estas im purezas a niveles aceptables. L as formas de las im purezas definirán el tipo y el nivel d e tratam iento utilizado, com o se detalla en la S ecció n 11.4. La F ig u ra 11.1 m uestra el desglose de estas im purezas.
|p
^ ’■ |¡gp _ ^
602
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabla 11.4.
Extracto de los estándares prim arios de agua notable de EE U U
.Contam inantes Productos químicos inorgánicos Cadmio C rom o' Cobre
!'
• .N M C (mg/I)
Efectos sobre la salud
Riñón Hígado/riñón, piel y sistema digestivo Molestias estomacales e intestinales; enfer m edad de Wilson Daños al esqueleto Daños al sistema nervioso central y perifé rico; riñón; muy tóxico para niños y mu jeres embarazadas Riñón, sistema nervioso Metanoglobinemia, «síndrome del niño azul». Metanoglobinemia, «síndrome del niño azul». No aplicable
0,005 0,01 TTf
TT
Turbidez
Calambres de estómago, molestias intesti nales (Giardiasis) Enfermedad del legionario (neumonía). Fiebre de Pontiac No necesariamente causan enfermedades por sí mismos, los coliformes son indica dores de organismos que pueden causar infecciones gastroenteríticas, disentería, hepatitis, fiebres tifoideas, cólera y otras. También interfieren en la desinfección. Interfieren en la desinfección
Virus
Gastroenteritis (molestias intestinales).
0,5-1,0 NTU (unida des nefelométricas . de turbidez) TT
Posible aumento de la tensión sanguínea en individuos susceptibles
Ninguno (nivel de in formación 20 mg/1)
Fliíor Plomo
Mercurio Nitrato Nitrito Total
4 TT
0,002 10 1 10
Microbiológicos
Ciardia lamblia Legionella Coliformes totales
Otras sustancias Sodio
TT
f TT = Requiere tecnología de tratamiento.
11.4. ORÍGENES DEL AGUA Y SU CALIDAD El aguS para tratam iento y p o sterio r co n su m o público n o rm alm en te tiene su ori gen en: • R íos: p aites alta y b a ja • L agos y em balses • A cuíferos subterrán eo s
TRATAMIENTO DE AGUAS C la s e d e tr a t a m i e n t o
S u m in is tr o d e a g u a s u b te r r á n e a C ia se B
T r a ta m ie n to e s tá n d a r d e a g u a C iase C
607
T r a ta m ie n t o e s p e c ia l d e a g u a C ia s e D
C a p ta ció n
P r e tr a ta m ie n to
A irea c ió n
T r a ta m ie n to p r im a rio
T ra ta m ie n to s e c u n d a r io
D e sin fe c c:íón ió n
D e sin fe c c ió n
T ra ta m ie n to avanzado
F lu o ra c íó n
R ed d e d is trib u c ió n
Figura 11,2.
R u o ra c ió n
Sí
D iagram a de flujo esquem ático de los procesos unitarios en las diferentes clases de agua bruta.
11.5.1. Selección de procesos de tratamiento La selección del conjunto de procesos de tratam iento viene p reced id a de un deta llado 'análisis de la calidad del agua bruta. Los an álisis deberían realizarse a lo largo d e un periodo m ínim o de un año y, cuando sea p osible, m ás largo. E n una fuente de agua superficial debe m u estrearse el agua bruta en perío d o s de caudales m ínim os, medios y altos. Los p arám etros a estudiar deberían ser todos los relacio nados en la directiva U E de agua p o ta b le (o d o cum ento legislativ o equivalente).
608
INGENIERÍA AMBIENTAL
El inform e sobre los análisis d e calidad del agua bruta d eb ería se r evaluado c o n juntam ente con otros inform es de in g en iería sobre el lu g ar a c e rc a de la ad ec u a ción, disponibilidad y co n tin u id ad del su m in istro de agua, p ro x im id ad a los c o n sum idores y terren o dispo n ib le y su ad ecuación para estructuras. L os procesos d e tratam ien to seleccio n ad o s dependen del in fo rm e de c alid ad del agua. L a T a b la 11.9 es un esq u em a sen cillo de los p ro c eso s g enerales y d e su adecuación p ara separar algunas im p u rezas concretas. P o r ejem p lo , la tu rb id ez, que es una m ed id a de las im p u rezas m uy fin as en suspensión o coloidales, se tra ta m ediante los pro ceso s de co ag u la ció n y sedim entación y tam b ién filtración. L o s patógenos se su elen separar n o rm alm en te m ediante los p ro ceso s de pre y p o st cloración. Sin em b arg o , otros procesos, inclu y en d o d esinfección p o r cloram inas, ozono o radiación ultravioleta, están gan an d o p opularidad so b re la cloración.
11.6. PRETRATÁMIENTO DEL AGUA Si el agua b ru ta es de calidad adecuada, se p uede b o m b ear directam en te a los procesos de tratam iento e stán d ar de flocu lació n /co ag u lació n y sedim entación. Sin em bargo, gen eralm en te es p reciso d a r algunos pasos antes de esto. Y p u ed en incluir:
0
• • • •
D esbaste: ecualizació n y neu tralizació n A lm acenam iento: ecu alización y n eutralización A ireación P retratam iento quím ico: ab lan d am ien to , separación de algas y preclo ració n
Tabla 11.9.
T ra ta m ie n to recom endado p a ra im purezas específicas
P arám etro Materia flotante Materia en suspensión Algas
w
Turbidez Color Sabor y olor Dureza Hierro y manganeso > 1 mg/1 < I mg/1 Patógenos, NMP/100 mL <20 20-100 >100
Amonio libre
..Proceso, de tratam ie n to : Rejas de barras, tamices de malla. Microlamjces. M icrotamices, precloración, adsorción en carbón, filtra ción rápida. Coagulación, sedimentación, postcloración. Floculación, coagulación, filtración. Carbón activado. ■ Coagulación, filtración, ablandamiento con cal. Precloración. Aireación, coagulación, filtración. Postcloración. C oagulad ón/fi i traci ón/postcl oración, Precloración. Coagulación/filtración/postcloración. Postcloración. A d s o r c ió n
i*
TRATAMIENTO DE AGUAS
611
dosis cinco veces m ayores que la poscloración. A quí se discuten só lo dos proce sos de pretratam iento quím ico: ® Precloración 0 C arbón activado
,
L a precloración se utiliza en aguas de baja turbidez con un a lto recuento de coliform es. El cloro se inyecta en la c o m e n te de agua y durante el p e rio d o en que perm anece en los depósitos d e 'se d im e n ta c ió n oxida y p recip ita el hierro y el m anganeso. T am bién produce m uerte de p atógenos y red u ce el c o lo r. Se utilizan dosis d e hasta 5 mg/1 (diferentes de 1 mg/1 en la poscloración) y e sto es costoso. Las autoridades hidráulicas tienden a u tiliz a r la precloración en ép o c a s del año en que el sum inistro de agua superficial tiene probabilidades de esta r contam inado con origen agrícola o industrial o cuando se transporta un ex ceso d e m ateria orgánica durante las avenidas. L a p reclo ració n tam bién es v en tajo sa p ara la re ducción de am oniaco tanto en aguas superficiales-com o subterráneas. T am bién se puede añadir el cloro m ediante disolución de d o r o gas en agua p o r el proceso de absorción de gases, pero esta técnica es preferib le para la p oscloración. L a clo ra ción se discute en la Sección 11.9.5. L a adición de carbón activado com o adsorbente se utiliza p ara m u ch o s fines incluyendo: . • L a elim inación de algas fotosintéticas • L a m ejora del color y el olor ® L a elim inación de com puestos o rgánicos selectivos E l carbón activado se puede u tilizar bien com o carbón activ ad o en polvo (P A C *) o carbón activado granular (G A C ). E l PA C era la elección trad icio n al en tratam iento de aguas pero se está prefirien d o cad a v e z m ás el G A C cuando los sabores y olores en el ag u a tienen un origen industrial. El PA C tie n e un m enor coste de capital pero tam bién una m en o r eficiencia que el G A C . El P A C , en form a de lechada, se suele añadir antes d e la coagulación o ju s to antes de los filtros de arena. L as dosis pueden variar en tre 3 y 20 mg/1. El m ecan ism o es que el PA C se deposita en los filtros de arena y las im purezas del agua q u e producen los sabores y olores desagradables son ad sorbidas sobre el PA C d u ra n te la filtra ción. C uanto m ás largos sean los tiem pos de filtración (tiem po e n tre la lim pieza de filtros-contralavado) m ás eficiente es el P A C . T ípicam ente lo s periodos de más de 4 h son satisfactorios. Sin em bargo, si lo s tiem pos de filtració n son más cortos, es necesario añadir el PA C antes del proceso d e coagulación. E l P A C sólo se usa norm alm ente para e l control in term iten te d e los problem as d e sab o r y olor. C uando los problem as son persistentes se u sa G AC. E ste consiste en un lecho filtrante de G A C especialm ente diseñado q u e se u tiliza en m odo d e flu jo ascen dente o descendente. Sin em bargo, el uso de lechos d e G A C es m ás aplicable a procesos de tratam iento avanzado de ag u a p a ra la producción d e ag u a de gran calidad y se discute en m ay o r profundidad en la Sección 11.11.3. * PAC y GAC son las siglas habitualmenle aceptadas para «carbón activado en polvo» y «car bón activado granulan) respectivamente.
602
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabla 11.4.
Extracto de los estándares prim arios de agu a potable de EE U U
.Contarninantcs • Productos químicos inorgánicos Cadmio Cromo' Cobre
0,005 0,01 TXf
TT
Turbidez
Calambres de estómago, molestias intesti nales (Giardiasis) Enfermedad del legionario (neumonía). Fiebre de Pontiac No necesariamente causan enfermedades por sí mismos, los coliformes son indica dores de organismos que pueden causar infecciones gastroenterílicas, disentería, hepatitis, fiebres tifoideas, cólera y otras. También interfieren en la desinfección. Interfieren en la desinfección
Virus
Gastroenteritis (molestias intestinales).
0,5-1,0 NTU (unida des nefelométricas . de turbidez) TT
Posible aumento de la tensión sanguínea en individuos susceptibles
Ninguno (nivel de in formación 20 mg/1)
Mercurio Nitrato Niü'ito Total Microbiológicos Ciardia IcimbUa Legionella Coliformes totales
» » » > » » > » * > > |j p W
# V
Vy i , NM C (rag/1)
Riñón Hígado/riñón, piel y sistema digestivo Molestias estomacales e intestinales; enfer medad de Wilson Daños al esqueleto Daños al sistema nervioso central y perifé rico; riñón; muy tóxico para niños y mu jeres embarazadas Riñón, sistema nervioso : Metanoglobinemia, «síndrome del niño azul». Metanoglobinemia, «síndrome del niño azul». No aplicable
Flúor Plomo
qp ^
l I S í S f e M e c t ó s ^sobre.1a-iálu d ‘í i
Otras sustancias Sodio
4 TT
0,002 10 1 10
TT
f TT = Requiere tecnología de tratamiento.
11.4. ORÍGENES DEL AGUA Y SU CALIDAD El agu& para tratam iento y p o ste rio r consum o público n o rm alm en te tiene su ori8 en ™: • Ríos: paites alta y baja • Lagos y em balses • A cuíferos subterráneos
TRATAMIENTO DE AGUAS
603
Im p u rezas del a g u a b ru ta
F ísic a s
D is u e lta s
Q u ím ic a s
P o r s u s p e n s ió n
G ru esas
F in a s
I n o rg á n ic a s
O rg á n ic a s
B io ló g ic a s
P la n ta s A n im a le s P r o tis ta s
C o lo id a le s
Figura 11,1.
Form as de impurezas del agua.
L a selección del origen viene g o bernada p o r m uchos factores, inclu y en d o la proxim idad al consum idor, la econom ía, la adecuación a largo plazo del su m in is tro y la calidad del agua bruta. Los tres prim eros factores tienden a ser específicos de cada sitio y no se discuten m ás en esta sección. P ara m ayores d etalles véase T w ort et al. (1990) y L insley y Franzini (1979). Un análisis básico típ ico de un agua bruta es el que se relaciona a continuación: Físico/Q uím ico. — pH — A cidez — A lcalinidad — Sólidos en suspensión — C olor — Turbidez — O xígeno disuelto • B iológico — C oliform es totales (37 °C, 2 4 h) — E. coli (37 °C, 48 h) * Estético — C olor — Sabor — O lor
6
L a calidad del agua bru ta varía con la fuente y si el origen del agua es superfi cial, la calidad variará estacionalm ente, especialm ente con las avenidas. Las T a blas 11.5 y 11.6 m uestran un análisis típico de la calidad del agua b ru ta de dife rentes procedencias. L a T ab la 11.7 subraya algunas diferencias entre la calidad del agua superficial y subterránea. D e la T abla 11.7 se ve que la selección d e una fuente de sum inistro de agua bruta precisa de la investigación de m uchos parám etros. T radicionalm ente, el origen del agua era prim ordialm ente agua superficial y no se utilizaba m ucho el
r 604
INGENIERÍA AMBIENTAL
Tabíd 11.5. Agua de ■ pozo •. profundo
y tí..-' Parámetro?
Agua ele " 'if-Agua páramo i ~~:¿erió.
' Agua de " . Agna. . ' 3í“;X gua;¿‘. - zona sa’obre. . ' de mar . árida . -
Turbia
Turbia
580 7,3-7,9 410
Ligeramente amarilla 150 6,5-7,2 105
915 7-E 640
1.000-7.000 7,5-8,5 700-5.000
2.250 7,45 1.500
51.000 7,9 36.200
250 75 25
30 15 35
200 75 200
250-1.500 150-500 150-2.000
60 73 257 15,4 0,002 0,06
350 1.330 10.300 350
cr so:
40 500
30 15
125 175
<2.000 <1.500
-■FeSi" HCOJ NOj-
6 30 5
10 125 50
10-20
250 10
Clara
Color
4*
A n á lisis típico de agu a bruta
Conductividad, /(S/cm pH STD,pprn Cationes, mg/1 como CaCO, Caa + Mg2+ Na + K+ Mn + Fe + Aniones mg/1 como CaCO,
502 162 2,05 24,5
20.500 2.S50 20 170
Adaptado de Lorch, 1987.
agua subterránea. En cam bio, en décad as recientes, el agua subterránea se está convirtiendo en el origen p referid o y no en poca m ed id a porque los costes de tratam iento son m u ch o m enores. E s m ucho m ás p ro b ab le que el ag u a subterránea sea de m ejor calidad q ue el agua superficial. Los tem o res acerca de la co n tam in a ción del agua superficial y la in q u ietu d pública so b re los depósitos y em balses
Tabla 11.6. P arám etro pH Sólidos Alcalinidad Dureza Color Turbidez Coliformes
An á lisis típicos de calidad de agua bruta
C aptación en cuenca alta
R ío en cuenca
6,0 50 20 10 70 5 20
7,5 400 175 200 40 50 20 x 103
’■Á cuífero Acuífero .de' aren a/g ray a/ ca',i/.o : ~ v arcilla, D avis,C ;;)iforniaa‘
* Informe Anual del Ayuntamiento de Davis, 1994.
7,2 300 110 200 <5 <5 5
7,8 523 —
346 <3 0,1 Detectables en 1.2 5b de 1.993 muestras
TRA TA M IEN TO D E AGUAS
Tabla 11.7. .
605
Com paración de calidad d e agua superficial y subterránea
. P arám etro
Agua superficial
.
A gua subterránea
•i
Temperatura
Varía con la estación
Relativamente constante
i
Turbidez y sólidos en suspensión
Varía y a veces es alta
Normalmente baja o nula
J
Contenido mineral
Varía con el suelo, lluvia, efluentes, ele.
Relativamente constante cn valores altos
Hierro y manganeso divalentes en solución
Algo
Siempre alto
•
Dióxido de carbono agresivo
Nada
Siempre algo
Oxígeno disuelto
Con frecuencia cercano a saturación, excepto cuando está contaminada
Normalmente bajo, requiere aireación
#¡
Amonio
Sólo en agua contaminada
Se observa que los niveles están aumentando Normalmente algo
Sulfuro de hidrógeno
Nada
Sílice
Niveles moderados
Nitrato
Generalmente nada
Se observa que los niveles aumentan debido a contaminación agrícola
Organismos vivos
Puede uiier niveles altos
Normalmente nada
i
i
j •
t
•
i
• i construidos p o r el hom bre h a conducido a g randes proyectos recientes de agua subterránea. E n lo s Estados U nidos, el agua subterránea está crecien d o en im p o r tancia ya que: • El 50 p o r 100 de la población de E E U U u tiliza agua su b terrán ea para agua potable • E l agua subterránea aporta el 95 p or 100 de los recu rso s hidráulicos de EEUU. • El 75 p o r 100 de las ciudades de E E U U u tiliza agua su b tem in ea en alguna forma 0 El-95 p o r 100 de los núcleos rurales en E E UU utilizan ag u a subterránea. Sin em bargo, el agua subterránea no es inm une a la contam inación, com o se describió en los C apítulos 3, 4 y 9, y por tanto los planes de p rotección de acuíteros (Cap. 4) son esenciales. U na preocupación principal en la adopción de agua subterránea es la lixiviación de nitratos de las actividades agrícolas. La excesiva contam inación agrícola del agua subterránea h a llevado al aban d o n o de algunos recursos de agua subterránea en el norte de E uropa, de la m ism a form a que lo ha hecho la contam inación industrial y m ilitar en los Estados U nid o s, E uropa y la antigua U RSS.
m
¡
•i •
t
t i
606
INGENIERÍA AMBIENTAL
11.5.
*
PROCESOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS
Hay cuatro clases de tratam ien to de aguas esquem atizados en la T a b la 11.8. M uchos núcleos ru rales unifaniiliares y pequeñas conurbaciones rurales, que toman su sum inistro d e ag u a de pozos, no tienen tratam iento. E sto se su ele consi derar aceptable cuando la lín e a de sum inistro del origen al co n su m id o r es m uy pequeña. En la clase B , cuando p a ra el sum inistro se u sa agua de po zo s y ocasional mente agua de la paite alta d e la cuenca alta, la desinfección es práctica p ara m an tener la pureza a lo largo d e la tubería de distribución. Sin em bargo, hay un gran debate en m archa acerca del uso extensivo de la desinfección por clo ro para estos propósitos y se están adoptando alternativas al cloro. En el norte d e E uropa, hay la tendencia a no desinfectar el agua de pozo sino a m antener una vigilan cia analítica intensiva sobre la calidad m icro b io ló g ica enviada al consum idor. E sto es porque la reacción quím ica del c lo ro con los p roductos orgánicos p ro d u ce trihalom etanos (TH M ). Sin em bargo, el no desinfectar debe ser equilibrado co n las enferm e dades potenciales nacidas d el agua que pueden convertirse en n acidas de las tube rías. En el agua de clase B , se usa a veces la aireación p ara elim in ar los olores y sabores del sulfuro de h id ró g e n o y au m en tar los niveles de oxígen o en el agua. L a clase C es lo que se co n o ce in tem acio n alm en te com o tratam iento estándar del ag u a y se aplica a aguas d e las zonas d e cauces bajos y em balses. U n diagram a de flujo típico de los p ro ce so s en esta form a de tratam iento aparece en la colum na 3 de la Figura 11.2. C ad a u n o de los p ro ceso s se describe en seccio n es p osterio res. En general, los pro ceso s incluyen p retratam iento, tratam iento está n d a r (sedi m entación y filtración), d esinfección y po sib lem en te fluoracíón. L a clase D es el tratam ien to especial del agua y se utiliza c u an d o el origen esta aguas abajo de zonas u rb an as o cuando las industrias (por ejem p lo , farm a céutica) precisan de ag u a de gran calidad. Los procesos adicionales incluyen tecnología de m em branas, separación de h ierro y m anganeso, o xidación quím ica, adsorción en carbón, etc. Tabla 11.8. Clase
*
Clases de tratamiento de agua
_ D escripción
Origen
--
A
Sin tratamiento.
Algunas aguas de pozo. Ocasionalmente agua de cuenca alta.
B
Sólo desinfección.
Algunas aguas de pozo. Ocasionalmente agua de cuenca alta.
C
Tratamiento estándar del agua
Ríos en cuenca baja y embalses.
D
Tratamiento especial : ■; agua
Algunos suministros rurales (Fe y Mn). Eliminación de color. Eliminación de elementos traza. Agua industrial. Necesidades de la industria electrónica. Eliminación de algas. Eliminación de orgánico.
TRATAMIENTO DE AGUAS C la s e d e tr a t a m i e n t o
S u m in is tr o d e a g u a s u b te r r á n e a C ia s e B
T r a ta m ie n to e s tá n d a r d e a g u a C ia se C
607
T r a ta m ie n to e s p e c ia ! d e a g u a C ia s e D
P r e tr a ta m ie n to
T ra ta m ie n to p rim a rio
T ra ta m ie n to s e c u n d a r io
D e sin fe c c ió n
T ra ta m ie n to avanzado
F lu o ra c íó n
R ed d e d istrib u c ió n
Figura 11.2.
[ [ Diagram a de flujo esquem ático de los procesos unitarios en las diferentes clases de agua bruta.
11.5.1. Selección de procesos de tratamiento La selección del conjunto de procesos d e tratam iento viene p recedida de un d e ta llado Análisis de la calid ad del agua bru ta. Los análisis deberían realizarse a lo largo de un periodo m ínim o de un añ o y, cuando sea posib le, m ás largo. En u n a fuente de agua superficial debe m uestrearse el agua bruta en periodos de caudales m ínim os, m edios y altos. Los parám etros a estudiar deberían ser todos los relacio nados en la directiva U E de agua p o ta b le (o docum ento leg islativ o equivalente).
m 608
INGENIERÍA AMBIENTAL
El inform e sobre los an álisis d e calidad del ag u a bruta debería se r evaluado c o n juntam ente con otros in fo rm es de in g en iería sobre el lugar a c e rc a de la ad ecua ción, disponibilidad y co n tin u id ad del su m in istro de agua, p ro x im id ad a los co n sum idores y terreno d isp o n ib le y su ad ecu ació n para estructuras. L os procesos d e tratam ien to seleccio n ad o s dependen del in fo rm e de calidad del agua. L a T ab la 11.9 es u n esquem a sen cillo de los procesos generales y d e su adecuación p ara separar alg u n as im purezas concretas. P o r ejem p lo , la turbidez, que es una m edida d e las im p u rezas m uy fin a s en suspensión o coloidales, se trata m ediante los procesos de co agulación y sed im en tació n y tam b ién filtración. L os patógenos se suelen sep a rar norm alm en te m ed ian te los p ro ceso s d e pre y p o st cloración. Sin em bargo, o tro s procesos, in clu y en d o desinfección p o r cloram inas, ozono o radiación ultrav io leta, están g an an d o popularidad so b re la cloración.
11.6. PRETRATAMIENTO DEL AGUA Si el agua bruta es de calid ad adecuada, se p u ed e bom bear directam ente a los procesos de tratam iento está n d a r de floculación/coagulación y sedim entación. Sin em bargo, gen eralm en te es preciso d ar alg u n o s pasos antes de esto. Y pueden incluir: • D esbaste: ecu alizació n y neu tralizació n • A lm acenam iento: ecu alización y neu tralizació n ® A ireación • Pretratam iento quím ico : ablandam iento, separación de alg as y precloración Tabla 11.9. w qp w
Tratam iento recom endado para Im purezas especificas
P arám etro Materia flotante M ateria en suspensión Algas
W
Turbidez Color Sabor y olor Dureza Hierro y manganeso > 1 mg/1 < 1 mg/1 Patógenos, NMP/100 mL <20 20-100 >100
¿S^Há tp
Amonio libre
m w
w w
Pioceso de tratam iento
' ’■
.'.-V
Rejas de barras, tamices de malla. Microtamices. Microtamices, precloración, adsorción en carbón, filtra ción rápida. Coagulación, sedimentación, postcloración. Floculación, coagulación, filtración. Carbón activado. • Coagulación, filtración, ablandamiento con cal. Precloración. Aireación, coagulación, filtración. Poscloración. Coagulación/filtración/postcloración. Precloración. Coagulación/fillración/postcloración. Postcloración. Adsorción
TRATAMIENTO DE AGUAS
609
11.6.1. Desbaste Las rejas de gruesos, típicam ente barras inclinadas de 25 m m de diám etro y 100 m m de espaciado evitan que los grandes m ateriales flotantes entren a la p lan ta de tratam iento. L a lim pieza de barras viene facilitada por la inclinación de aquéllas. Las velocidades se suelen lim itar a alrededor de 0,5 m/s a través de las rejas, que se pueden lim piar' m anual o autom áticam ente. Si no se d ispo ne de alm acenam iento, las rejas de finos se colocan desp u és de las de gruesos. S i hay alm acenam iento entonces las rejas de finos se colocan a la salida de los depósitos de alm acenam iento. L as rejas de finos son típicam ente mallas (tam ices) con aberturas de 6 m m de diám etro o cuadrado. H oy día se usan habitualm ente m odelos de fabricante y se suelen lim piar autom áticam ente. T ien den a ser o b ien de tipo tam b o r circular o una cinta transportadora (com o en un elevador vertical). Las rejas o m allas introducen una pérdida de carga a través de la m ism a que deb e tenerse en cuenta en ios cálculos hidráulicos. Un tercer tip o de separación p o r m allas utilizado en el tratam iento del agua es el m icrotam izado, donde la s aberturas de aquéllas oscilan entre 20 y 40 ¿un. E stos tamices se usan sólo com o principal proceso de tratam iento (físico) p a ra aguas relativam ente n o contam inadas y aguas m oderadam ente coloreadas. T am b ién se han utilizado agu as arriba d e filtros de arena lentos para p erm itir que los ciclos de filtración (2 a 6 horas) y lo s caudales se aum enten. P a ra m ás detalles sobre el diseño y rejas com erciales, v éase Pankratz (1988).
11.6.2. Almacenamiento, ecualización y neutralización Si el agua b ru ta se extrae de un río es prudente disponer de tanques de alm acena m iento* del ag u a bruta. Sirven com o línea de seguridad en el caso de que el río se llegue a contam inar. T am bién sirven com o depósitos en tiem pos de caudales bajos. El alm acenam iento p u ed e ser un em balse abierto en una corriente ráp id a o un pequeño dep ósito para equ ilib rar los flujos que van a la planta de tratam iento. En el caso de b ajo s caudales d e río, pudiera n o ser posible p roporcionar u n caudal «igual» (o consistente) a la planta. L os depósitos de regulación alivian este p ro blem a disponiendo siem pre d e un volum en m ínim o para el sum inistro a la planta y la selección del diseño (y de la operación) de las bom bas resulta entonces m ás coherente. L os tanques de alm acenam iento tam bién a y u d an en los p ro ceso s de tratam iento ya que al asentarse el agua en los depósitos p erm itirá que p a rte de su m ateria en suspensión sedim entable com ience a decantar. C om o tales, los depósi tos de regulación pueden actu ar com o cubas de sedim entación inicial (sedim enta ción tipo I, v éanse secciones posteriores). El alm acenam iento debería ser de 7 a 10 días de la dem anda p rom edio de agua. E ste periodo puede ser adecuado para reducir la m ayoría de los p atógenos p o r exposición a la luz del día. E l p erio d o no debería ser larg o , para no fav o recer el crecim iento de otros organism os, incluyen-
* A', del T. Depósitos de almacenamiento o de regulación.
610
W ^ %
INGENIERÍA AMBIENTAL
do algas indeseables. E l ag u a a la que se p e rm ite sedim entar d u ran te algunos días en un tanque de regulació n será m ás b a ra ta d e tratar en la p lan ta. Sin em bargo, el costo d e construir dep ó sito s de reg u lació n es caro y su m an ten im ien to (elim inación del lodo de fondo) tam b ié n es costoso. P or lo tanto, en el diseño global de una planta, se requieren an álisis detallados de costos p ara o p tim izar el beneficio que proporcionan los d ep ó sito s de reg u lació n . O tro tipo d e sistem a de alm acenam iento es cuando los d ep ó sito s perm iten un tiem po de d eten c ió n de unas 1 2 h. E sto se suele u tilizar p a ra re d u c ir los co stes de bom beo y re a liz a r la im p ulsión a tarifas eléctricas m ás b ara ta s en horario n o ctu rn o . En esta situ ació n , no se p ro d u cen ventajas de sedim en tación . En el C ap ítu lo 12 se a p o rta u n ejem plo d e cóm o calcular el tam año de u n a cuba de ecualización.
11.6.3. Aireación ^
^ Ü* m
A ireación es el sum inistro de oxígeno de la atm ósfera al ag u a p a ra p ro d u cir cam bios beneficiosos en la calid ad de ésta. E s u n proceso de tratam iento habitual p ara agua subterránea y m en o s frecuente p a ra aguas superficiales. L a aireación se utiliza: 1. 2.
m 3. % ^ 4.
m ^ W m
Para liberar el e x ceso de gas H 2S que puede c au sar sab o r y olores indeseables. P ara liberal- el ex ceso de C O , que p u ed e tener ten d en c ia corrosiva en los m ateriales de horm ig ón . xPara aum entar el contenido de 0 2 del agua en p re sen c ia de sabores in d e seables debido a las algas fo to sin téticas (olor a p escad o ), que liberan aceites volátiles en descom posición. Para aum entar el contenido de O , d el agua que p u e d e ten e r propiedades negativas de sabor, c o lo r y p ro d u c ir m anchas d eb id o la presencia de h ierro y m anganeso en solución. L a adición de oxígeno ayuda a la precipitación del hierro y m anganeso.
L a aireación puede ser un proceso m ecá n ico sim ple de p u lv erizar ag u a dentro del aire y perm itirle que c a ig a sobre u n a serie de escalones (cascadas de agua), m ientras que absorbe o d esorb e (stripping) oxígeno por el cam ino. Para m ás detalies sobre la transferencia d e oxígeno al ag u a y en particu lar otras transferencias de gases (incluyendo el c lo ro o el ozono p a ra elim inación d e patógenos), el lecto r puede consultar M on tg o m ery (1989) y R ey n o ld s (1982).
11.6.4. Pretratamiento químico El pretratam iento quím ico p ara separar la s propiedades no deseables del agua (algas o exceso de color) es u n proceso m ás costoso que el p o stratam ien to quím i co. En el pretratam iento, se necesitan m ay o res cantidades de reactivos quím icos para lograr el. m ism o resu lta d o ya que p arte de los reactivos son enm ascarados y absorbidos p o r la turbid ez del agua. P o r ejem plo, la p reclo ració n p u ed e ser a
TRATAMIENTO DE AGUAS
611
•dosis cinco veces m ayores que la poscloración. A q u í se discuten sólo dos proce sos de pretratam iento quím ico: • Precloración 8 C arbón activado L a precloración se u tiliza en aguas de baja turbidez con un alto recu en to de coliform es. El cloro se inyecta en la corriente de agua y durante el perio d o en que perm anece en los depósitos d e'sed im en tació n o xida y precipita el h ierro y el m anganeso. T am bién p ro d u ce m uerte de patógenos y re d u c e el color. S e utilizan dosis de hasta 5 mg/1 (diferentes de \ mg/1 en la posclo ració n ) y esto es costoso. Las autoridades hidráulicas tienden a utilizar la precloración en épocas del año en que el sum inistro de agua superficial tiene probabilidades de estar contam inado con origen agrícola o industrial o cuando se tran sp o rta un exceso d e m ateria orgánica durante las avenidas. La precloración tam bién es ventajosa p a ra la re ducción de am oniaco tanto en aguas superficiales com o subterráneas. T am b ién se puede añadir el cloro m ed ian te disolución de cloro gas en agua por el pro ceso de absorción de gases, pero esta técnica es preferible para la poscloración. L a clora ción se discute en la S ección 11.9.5. L a adición de carbón activado com o adsorbente se u tiliza para m u ch o s fines incluyendo: L a elim inación de algas fotosintéticas L a m ejora del colo r y el olor ® L a elim inación de com puestos orgánicos selectivos
0
6
El carbón activado se puede u tiliz a r bien com o carbón activado en polvo (PA C *) o carbón activado granular- (G A C ). El PA C era la elección trad icio n al en trU am iento de aguas pero se está prefiriendo cada vez m ás el G A C cuan d o los sabores y olores en el agua tienen un origen industrial. El PA C tien e un m enor coste de capital pero tam bién una m en o r eficiencia q u e el GAC. El P A C , en forma de lechada, se suele añadir antes de la coagulación o justo antes de los filtros de arena. L as dosis pueden vari ai- entre 3 y 20 mg/1. El m ecanism o es que el PA C se deposita en los filtros de arena y las im purezas del agua que producen los sabores y olores desagradables son adsorbidas sobre el PA C durante la filtra ción. C uanto m ás largos sean los tiem pos de filtración (tiem po entre la lim pieza de filtros-contralavado) m ás eficiente es el PA C. T ípicam en te lo s p erio d o s de más de 4 h son satisfactorios. Sin em bargo, si los tiem pos de filtración son más cortos, es necesario añadir el PA C antes del proceso de coagulación. E l P A C sólo se usa norm alm ente para el control in term itente de los problem as de sa b o r y olor. C uando los problem as son persistentes se usa G A C , É ste consiste en un lecho filtrante de G A C especialm ente diseñado que se u tiliza en m odo de flu jo ascen dente o descendente. Sin em bargo, el uso de lechos de G A C es m ás ap licab le a procesos de tratam iento avanzado de agua p ara la producción de ag u a de gran calidad y se discute en m ay o r profundidad en la S ección 11.11.3. * PAC y GAC son las siglas habilualmenle aceptadas para «carbón activado en polvo» y «car bón activado granular» respectivamente.
612
INGENIERÍA AMBIENTAL
11.7.
SEDIMENTACIÓN, COAGULACIÓN Y FLOCULACIÓN
El tratam iento están d ar es el co njunto d e procesos unitarios que red u cen el color, la turbidez y las im purezas p articu lad as a niveles aceptables. A l hacerlo así, se producen ventajas adicionales, tales com o reducciones en h ierro y m anganeso, reducciones en algas, en patógenos, etc. S e puede co n sid erar que el tratam iento estándar consiste en los siguientes p ro ceso s unitarios: • Sedim entación 9 C oagulación y floculación ° Sedim entación de partículas floculadas • Filtración
^
11.7.1.
Sedimentación: general
^
La sedim entación es p o r definición «la separación sólido-líquido» una decantación por gravedad p ara separar los sólidos en suspensión (R eynolds, 19S2). E n tratam iento de aguas, los procesos de sedim entación utilizados son: T ipo ■
w W
I. P ara sedim en tar p artícu las discretas no floculadas en una suspensión diluida. E sto p u ed e presentarse d ebido a la sim ple decantación de aguas superficiales antes del tratam iento p or filtració n de arena. T ipo II. P ara sedim en tar partícu las floculadas en una suspensión diluida. E sto pued e p resen tarse después de la coagulación q uím ica y floculación donde a las p artícu las no discretas se les ayuda q u ím icam en te a coagular. O tros tipos de sedim entación son com binaciones de I y II.
w ^ qy ^
S ed im en tació n d e p a rtíc u la s d is c re ta s : tip o I. Los tanques o cubas d e decantación son de dos tipos: rectan g u lares y circulares. En la F ig u ra 11.3 aparece un tanque de d ecantació n rectan g u lar. Tienden a ten e r una relación Iongitudanchura de alrededor de 2 y u n a p rofundidad del orden de 1.5 a 6 m . En la b a se del lado aguas arriba se coloca u n a poceta de ex tracción de lodos, y el lodo se conduce hasta ella p o r unas tab lillas o rasquetas m óviles. L a Figura 11.4 m uestra un tan q u e decantador circular. L as dim ensiones típicam ente son de 10 a 50 m de diám etro y de 2,5 a 6 m de profundidad. E l agua entra a la poceta central bien p o r la parte superior o h a c ia a rrib a V través de u n a tubería central. A m edid a que el ag u a afluente se rem an sa, se extiende y u n a rasqueta de lodos em puja a éstos h a c ia la tolva central de extracción de lodos a nivel del piso. El ag u a clarificada sale p o r encim a de un vertedero a lo largo del perím etro del tanque a nivel de la superficie.
TRATAMIENTO DE AGUAS A r q u e ta de codos
C a n a le ta d e e s p u m a s , e n c a n a l d e d e c a n ta c ió n
A flu en te -*>- E f lu e n te
Tablero^ d e a r r a s tr e C a jó n d e espum as
C ajón d e espum as (a) P lan ta
C a n a le ta d e e s p u m a s
A flu en te E flu e n te
R a sq u e ta d e l o d o
E x tra c c ió n de io d o s
F lu jo e n p e n d ie n te
A rq u e ta d e l o d o s (b) S ecció n
Figura 11.3.
Esquem a de un decantador rectangular. C an al d e
S u p e rfic ie
(b) S ecció n
Figura 11.4.
Esq uem a de un decantador circular.
612
INGENIERÍA AMBIENTAL
11.7. SEDIMENTACIÓN, COAGULACIÓN Y FLOCULACIÓN El tratam iento estándar es el co n ju n to de procesos u n itario s que red u cen el color, la turbidez y las im purezas p articu lad as a niveles aceptables. Al h a c e rlo así, se producen ventajas adicionales, tales com o reducciones en hierro y m anganeso, reducciones en algas, en pató g en o s, etc. Se puede co n sid erar que el tratam iento estándar consiste en los sig u ien tes p ro ceso s unitarios: • Sedim entación B C oagulación y floculación ° Sedim entación de p artícu las floculadas • Filtración
11.7.1. Sedimentación: general La sedim entación es por definición «la separación sólido-líquido» u n a d ecanta ción por gravedad para sep a ra r los sólidos en su sp en sió n (R eynolds, 19S2). En tratam iento de aguas, los p ro ceso s de sedim entación utilizados son: Tipo I.
T ipo II.
P ara sed im en tar p artícu las discretas no floculadas en u n a su sp en sión diluida. E sto p uede presentarse d eb id o a la sim ple decantación de aguas su p erficiales antes del tratam iento p or filtración de arena. P ara sedim en tar p artículas floculadas en una suspensión diluida. E sto puede p re sen tarse después de la co ag u la ció n q u ím ic a y flo cu lación donde a las partícu las no discretas se les ayuda q u ím icam en te a coagular.
O tros tipos de sedim entación son com binaciones de I y II. S e d im e n ta c ió n de p a r tíc u la s d is c re ta s : tip o I . L os tanques o cubas de decantación son de dos tipos: rectangulares y circulares. En la F ig u ra 11.3 apare ce un tanque de decantación rectangular. T ienden a ten er una relació n longitudanchura de alrededor de 2 y u n a p rofundidad del o rd en d e 1,5 a 6 m . En la base del lado aguas arriba se co lo ca una p oceta de extracció n de lodos, y el lodo se conduce h asta ella por u n as tab lillas o rasquetas m óviles. La F ig u ra 11.4 m uestra u n tanque decantador circu lar. L as dim en sio n es típi cam ente son de 10 a 50 m de diám etro y de 2,5 a 6 m de profundidad. E l agua entra a la poceta central b ie n p o r la p arte superior o h a c ia arrib a'V trav és de una tubería central. A m edid a q u e el agua afluente se rem an sa, se ex tien d e y una rasqueta de lodos em puja a éstos hacia 1 a tolva central d e extracción d e lodos a nivel del piso. El agua clarificad a sale por encim a de u n vertedero a lo largo del perím etro del tanque a n iv e l de la superficie.
TRATAMIENTO DE AGUAS A rq u e ta d e codos
613
C a n a le ta d e e s p u m a s , e n c a n al d e d e c a n ta c ió n
A fluente ->■ E flu e n te
T ab lero d e a rra s tre C a jó n d e espum as
C ajó n d e esp u m as
fjjjjP 1
(a) P la n ta
Canaleta de espumas
9
I
m
i
m
*
m
i,
ip
t
m
¡
1 ^ U
A fluente
* E flu e n te
Extracción de lo d o s
-v
/ ■—
Ra s q u e t a d e lo d o
'
Flujo
A r q u e ta d e lo d o s (b) S e c c ió n
Figura 11.3.
Esquem a de un decantador rectangular. C an al d e
P o c e ta c e n tra l d e e n tr a d a
Su p erficie d ei ag ü e
u
V ertido
' R a s q u e ta d e lo d o s - P o c e ta d e a flu e n te
E n tra d a d e agua
E x tra c c ió n d e lo d o s ib) S e c c ió n
Figura 11.4.
Esquem a de un decantador circular.
m ¡ #
t
m
i
616
INGENIERÍA AMBIENTAL S u p e rfic ie lib re de agua
Zona de V = V e lo c id a d d e s e d im e n ta c ió n d e S to k e s H = A ltu ra d e l t a n q u e • p ro fu n d id a d d e l lo d o
\/= v e lo c id a d h o r iz o n ta l L= lo n g itu d d e l t a n q u e
Figura 11.5.
W * a n c h u ra
A lza d o de un tanque de sedim entación tipo I.
P or tanto
(11 .11)
Q v, _Q __Q _ LW An
( 11 . 12)
= carga superficial
(11.13)
Sin em bargo, Q An donde
A
= área en p lan ta
P o r tanto, la velocidad de sedim entación, Vs, es igual a la ca rg a superficial p ara un tanque rectangular. Y es ig u alm en te cierto p a ra un tanque circular. Q ueda pendiente la c u estió n sobre qué porcen taje de p artículas discretas se separan. D e la Figura 11.5 se ve que una p artícu la que en tre al tanque en el punto a , si sedim enta a V1( sale d el tan q u e en el p u n to e. A n álogam ente, una partícula que entre en el punto b, sedim entando a V¡, d e ja la cuba en el p u n to /. T am bién se ve (en sentido vectorial) q u e V* < Vs. El p o rcen taje de partícu las (sedim entando a V,) separadas resulta en to n ce s b - c ^ ( V J V )L _ Ví a - c
(VS/V )L
V5
(11.14)
N ótese que una partícula q u e entre en el p u n to a (m ayor q u e la partícula del párrafo anterior), si sed im en ta a Vs, saldrá d el tanque en el p u n to /. A sí que todas las partículas con v elo cid a d d e sedim entación m ayor de Vs sedim entarán. P or lo tanto, si todas las partícu las fueran de un tam añ o (todas en tran d o en el punto a), y
TRATAMIENTO DE AGUAS
617
sedim entando a Vs entonces teóricam ente se podría sep arar el 1 0 0 p or 1 0 0 por decantación. S in em bargo, un agua tiene norm alm ente u n a gam a d e tam años de partículas y un d iseñ o adecuado de las cubas de decantación requiere un análisis de la distribución del tam año de partículas o un ensayo de colum na de sed im en ta ción (descrito en la próxim a sección). T ípicam ente, se calcula u n a distribución acum ulada d e la velocidad de sedi m entación de p artícu las p ara una m u estra de agua. Un esquem a d e tal curva se representa en la F ig u ra 11.6. En cu alq u ier tanque de sedim entación, todas las partículas con u n a velocidad de sedim entación >VS sedim entarán, m á s una frac ción adicional au n q u e todavía desconocida d e las partícu las m ás peq u eñ as con una velocidad d e decantación
X r = ( l - X s) + A
I I *
i
« h
#| w
(11.15)
m
i
w
>
W
¡f
r-
donde ( 1 - X s) es la fracción de partículas con velocidad de decantación m ayor que Vs y f*. V — dx = fracción de partículas separadas con v elocidad m en o r de Vs Jo *í
i l • l
L a ecuación d e sedim entación discreta (11.15) se convierte en
X r= (l-.JÜ + i l V A X
( 1 1 .1 6 )
• • • l
E jem p lo 11.2. D im ensional' un tanque de sedim entación cuadrado tipo I para tratar 36.400 m 3/día de agua bruta, con una carga superficial de 12 m 3 /d ía/m 2 y un tiempo de detención de 6 h. Si la distribución de tam año de p artículas viene
'
m
i
#| V e lo c id a d d e s e d im e n ta c ió n
Figura 11.6.
Curva típica de sedim entación de partículas discretas.
•
• i
|
618
INGENIERÍA AMBIENTAL
dada a continuación, d ete rm in a r la separación global cu an d o el p eso específico es de 1,15. Tamaño de partícula mm
w
Fracción en peso % V,, mm/s Re
0,1
0,08
0,07
0,05
0,04
0,02
0,01
10 0,81 0,08
15 0,52 0,042
35 0,40 0,028
65 0,30 0,018
90 , 0,13 0,005
98 0,03 0,0006
100 0,008 0,00008
Solución:
Á rea superficial n ecesaria ;
Q carg a superficial 3 6 .4 0 0
Ap
'
12
= 3.033 m 2
L = W - 55 m , digam os, 60 x 60 P ro fu n d id a d H = Vst Sin em bargo, la v elo cid ad d e sedim entación es igual a la carg a su p erficial (CS)
C S real =
3 6 .4 0 0
10,1
60 x 60
Por tanto 11 = 10,1 x — = 2,57 m 24 D igam os H = 2,6 m C om probam os la carga so b re vertedero (C V ) Q 36.400 CV = — = • = 606 m 3 /d ía /m 60
%W
Para m antenernos en u na c a rg a sobre v erted ero de < 300 la an ch u ra debería estar cercana a 1 2 0 m. R ecordem os que R e = Vsd /V donde V = v isco sid ad cinem ática. Tamaño de partícula mm Fracción cn peso mayor de, %
0,1 10
0,08 15
0,07 35
0,06 65
0,04 90
0,02 98
0,01 100
TRATAMIENTO DE AGUAS
619
La velocidad de sedim entación a p artir d e la ley de Stokes, con partículas de peso específico 1,15 es:
i
< '• -
-
.8 *
1
,0
0
2
* .0 -
(U 5 -
' 8 1 ’“ '
Como R e « 0,5, es de aplicación la ley d e Stokes. Se sep ararán todas las partícu las qüe tengan u n a velocidad de sed im en tació n m ayor q u e la carga superficial (SOR) real (m ás o tra fracción): SO R = 1 0 ,1 m 3 /d ía/m 2 = 1 0 ,1 m /día = 0 ,1 2 mm/s D e la tabla anterior se v e que se sep aran ligeram ente m á s d el 90 por 100 de las partículas (fracción en peso) o m ayores d e alrededor de 0 ,0 4 m m de tam año. P ara determ inar el núm ero preciso, se p u e d e preparar una c u rv a acum ulada de sedi m entación de partículas (Fig. 11.6). S e d im e n ta c ió n d e p a rtíc u la s flo c u la d a s : tip o II. C om o se defin ió en la Sección 11.7.1,1a sedim entación tipo II es la sedim entación de grupos de p artícu las floculadas. L as partículas floculadas son aquellas partícu las que son ayudadas quím icam ente p ara reunirse y form ar p artículas grandes, y así decantar. L a co a gulación es el prim er proceso de a ñ ad ir el producto q u ím ico coagulante que cam b ia la carga eléctrica d e las partículas y p o r tanto las h a c e susceptibles para la agregación. L a floculación es el seg u n d o proceso de o b te n e r la «m ezcla coagula da» para form ar flóculos m ayores. M ien tras las partícu las están sedim entando, tam bién están floculando y así aum entan en tam año y en m asa durante el proceso de sedim entación. E ste fenóm eno tie n e lu g ar en la sedim entación de aguas pota bles y residuales tratadas quím icam ente. L a decantación prim aria de aguas resi duales (Cap. 12) tam bién es una sedim en tació n de tip o II. Dado q u e la masa/ tam año aum enta con la profundidad, el proceso no se p resta a estudio analítico directo com o era el caso de la sedim entación tipo I. E n su lugar, para determ inar las velocidades de sedim entación, se realizan ensayos d e laboratorio utilizando una colum na de sedim entación d isco n tin u a m ostrada en la Figura 11.7. E sta co lum na tiene aberturas en diferentes p u n to s, donde se ex traen m uestras a interva los regulares de tiem po y se determ ina la concentración d e sólidos en suspensión. T ípicam ente la colum na tiene 100 a 2 0 0 m m de diám etro con una altura igual a la prevista en el tanque de sedim entación ( = 1 a 3 m). L a colum na se llen a inicialm ente con una m uestra bien m ezclada de concentración d e sólidos en suspensión conocida, de tal form a que inicialm ente exista la m ism a concentración en toda la altura. P ara las m uestras tom adas d u ra n te el proceso de sedim entación, se calcula el porcentaje de separación (de sólidos) y se representa gráficam ente tal com o se m uestra en la Figura 11.7, con curvas de separación d e equi-porcentaje, R Á, R B, etc. L as cargas superficiales (iguales a las velocidades de sedim entación) son H Vs = — x facto res de escala El lector puede referirse a R eynolds (1982) para m ás detalles.
(11.17)
V ^ tH ^ Kl
620
INGENIERÍA AMBIENTAL N .A .
s0,5 mi 1
_
-► T ie m p o
Figura 11.7.
E sq u e m a de colum na de sedim entación discontinua y de dia gram a de sedim entación para tipo il.
11.7.2. Coagulación El agua bruta, después del desbaste, contiene im purezas en suspensión y en solución. L a m ateria particulada en suspensión tiene una gam a de tam año de partícula de 1 0 ” 1 a 10 ” 1 mm. L os coloides de arcilla inorgánicos oscilan en tam año de 10 ~ 6 a 1 0 “ 3 m m y forman el com ponente dom inante de Jas partículas en suspensión. El com po nente minoritario es el de los coloides orgánicos o m icroorganism os. D ado su tam año m uy pequeño, la m ateria en suspensión tiene una velocidad de sedim entación despre ciable, ya sea orgánica o inorgánica. U no de los objetivos del tratam iento de agua es prom over la sedim entación de la m ateria particulada en suspensión. L a decantación de partículas tiene lu g ar cuando su velocidad de sedim entación sea adecuada para producir la d ecan tació n en un perio d o de tiem po corto (económ ico). El proceso d e coagulació n u tiliza lo que se conoce com o un coagulante q u í m ico (sal de alum inio o hierro) p a ra p ro m o v er la ag reg ació n de partículas. A ntes de identificar el coagulan te ideal, d eben iden tificarse las p ro p ied ad es específicas de las partículas en suspensión (im purezas). E stas son: su clasificació n y carg a eléctrica. L a clasificació n d eterm in a si una p artícu la en su sp en sió n tiene afin id ad p a ra la adsorción de agua o no. L as p artículas con afin id ad p a ra la adsorción de agua son hidrófilas y las que no adsorben agua se d en o m in an hidrófobas. L a m ayoría de las p artícu las en su sp en sió n tienen una carg a e lectro stática n egativa. E sto significa q ue se repelen u n as a o tras y p o r eso se m an tie n en en suspensión. L as partículas q u e se m antienen en suspensión se dice q u e son estables. Si se pudiera cam biar su carg a electro stática, q uedarían d esestab ilizad as, se atraerían unas a otras, se aglom erarían y decantarían. E n el C apítulo 13 sobre tratam iento de lodos se dan m ás detalles so b re aglom eración de p artícu las.
TRATAMIENTO DE AGUAS
623
coagulación (incluyendo la dosis para corrección d e pH) p uede d eterm in arse m e diante el ja r test. L a T ab la 11.10 indica el proceso inicial d e selección de c o ag u lan te/ay u d a a la coagulación p ara un agua b ru ta basado en su n iv e l de turbidez y alcalinidad. Las aguas de alta turbidez y alcalinidad son fáciles d e tratar, ya q u e se form an ráp id a m ente los flóculos. Las aguas de alta turbidez y baja alcalinidad pued en necesitar de cal para m ejorar la alcalinidad y optim izar la coagulación. El agua de baja turbidez y baja alcalinidad es difícil de tratar, necesitando co rrecció n de alcali nidad con cal y grandes d o sis de polielecLrólito d e alto peso m o lecular. L a adi ción de alúm ina produce u n a reducción en el p H del agua. E n las aguas de baja cota, esta reducción de pH debe ser co ntrarrestada, lo cual se lle v a a cabo con adición de sosa. E je m p lo 11.3. D eterm inar la necesidad d iaria de alúm ina, cal y polielectróliío para coagular un caudal de 2 0 0 1 /s, si el ja r test indica que la coagulación óptim a se produce cuando 1 litro de agua se dosifica co n 3 mi de so lu ció n de alúm ina de 10 g/1, 1,8 m i d e suspensión de cal de 5 g/1, y 0 ,2 mg/1 de poli electrólito. Solución: C audal diario = 200 x 60 x 60 x 2 4 = 17,28 x 10 6 1 N ecesidades de alúm ina 3 mi de 10 g/1 = 30 nig/1 x 17,28 x 10 6 1 = = 518,4 k g /d ía N ecesidades de cal 1,8 m L de 5 .g/1 = .9 mg/1 x 17,28 x 10 6 1 = 155,5 k g/día Polielectrólito = 0,2 mg/1 x 17,28 10 6 1 = 3,46 k g /día Tabla 11.10.
Uso de coagulantes y polielectrólitos para el tratamiento de la turbidez
Clase D escripción del agua de agua
i; -.A lúm ina....
Sulfato ferroso
Polielectrólito
A
Alta turbidez >5 NTU Alta alcalinidad > 250 mg/1 H C 0 3 (fácil de tratar)
Efectiva si pH 5-7
Efectiva si pH 5-7
No necesario
B
Alta turbidez Baja alcalinidad > 50 mg/1 H C 03
Efectiva si pH 5-7 + cal
Efectiva si pl-l 5-7 + cal
No necesario
C
Baja turbidez Alta alcalinidad
Ayuda de polielec trólito esencial
Ayuda de polielec trólito esencial
Esencial
D
Baja turbidez < 1 NTU Baja alcalinidad < 5 0 mg/1 H C 03 (difícil de tratar)
Sólo posible con cal y polielectrólito
Sólo posible con cal y polielectrólito
Esencial
ÍP
624
^
E je m p lo 11.4. ¿C u án ta alcalin id ad se destruirá si 110 mg/1 d e sulfato férrico en bruto se aplican al agua de u n a p lan ta de tratam iento de agua? S u p o n er que el sulfato férrico en bruto tien e 20 p o r 100 en peso de F e.
m
INGENIERÍA AMBIENTAL
Solución:
^
+ 3H C 0-
J mol
Peso m olecular: 55,8 g/m ol ^
2Q
w
L a cantidad de h ie n o ap licada = —
ÜP
^
ÍP
61 g/m ol
El peso equivalente de C a C 0 3 es 5 0 mg/1, así que 3 x 50 = 150 m g de alcalinidad reaccionan con 55,8 m g de F e 3+.
^
^
F e( 0 H) 2 + + 3 C 0 2
3 moles
x 110 = 22 mg/1
150 L a alcalinidad reaccio n ad a = 22 x — — = 59,1 mg/1 55,8 I n f r a e s t r u c tu r a d e c o a g u la c ió n y flo cu lació n . L a infraestru ctu ra de p lanta de tratam iento de agua n ecesaria p a ra la coagulación/íloculación co n siste típ ica m ente en: U nidad de dosificado d e c o ag u la n te y m ezclado rápido ® T anque de preparación de polielectró lito y u n id ad d o sificadora • C uba de floculación
9
U nidad de m ezcla d o rá p id o de coagulante. S e utilizan varios tipos diferentes de configuración de tanque o de tu b ería para in y ectar el coagulante y pro d u cir la coagulación en un corto p erio d o d e 20 a 60 s. Con altos gradientes d e velocidad de 700 a 100 m /s/rn se co n sig u e la m ezc la rápida. E ste am biente d e alto esfuerzo cortante p u ed e ser: un salto h id ráu lico , inyección a ch o rro , m ezclad o r de turbina o m ezcladores de paletas o com b in acio n es. En R eynolds (1982) se dan detalles de las configuraciones y su diseño. U nidad de m ezclado de p o lielectró lito . El polielectró lito se p rep ara prim ero en una cuba de m ezclad o p a ra alca n zar la co n centración adecuada. L u eg o se añade al proceso de tratam iento a co rta distancia aguas abajo de la u nidad de mezcla de coagulante.
^0 Ü* ^ m
Cuba de flo c u la c ió n . A n tes d e lleg ar a esta etapa, el agua h a sido coagulada, y así se h an producido los m icro fló cu lo s. El objetivo ahora es fav o recer que los m icroflóculos (flóculos pin) se aglom eren y se p ro d u zcan flóculos m ayores. D e form a que ahora se requieren tiem p o s de detención d e 2 0 a 60 m in y p or tanto la cuba de floculación es unas 5 0 veces m ay o r que la unidad de m ezcla rápida. En esta unidad se precisa de una ag itación suave para fav o re ce r un m ezclado intenso. Sin em bargo, el m ezclado no debe ser tan fuerte com o p a ra p ro v o car la ruptura de los débiles m icroflóculos entrantes. L as cubas de flocu lació n se clasifican com o de tipo flujo axial (hidráulicas) o d e flujo cruzado (m ecánicas), com o aparece en la Figura 11.9.
TRATAMIENTO DE AGUAS
A flu e n te
1 1 1i i ir.L'
.
625
_ j ___ ^
Afluente
S e c c ió n la r g a
S e c c ió n la rg a
•i l • i m
¡
• i w i
EE
-•■■••li-- i * > P la n ta
P la n ta
(a) Flujo a x ia l
Figura 11.9.
(b) F lu jo c ru z a d o
* (
Cubas de floculación (adaptado de Reynolds, 1982. Reproduci do con autorización de P W S Publishing Company).
E je m p lo 11.5. D eterm in ar las dim ensiones de la cuba de un sistem a de flo culación de flujo axial de profundidad u niform e para tratar 36.400 nv’/día. El ú em p o d e detención es d e 50 min. Suponer que la anchura de la cu b a es de 25 m y consiste en cinco unidades de igual an ch u ra separadas p or m u ro s de horm igón perforados.
#
|
•
j:
S o lu c ió n : V olum en de la cuba V =
36.400 24
50 x — = 1.264 nv 60
1.264 Á rea d e la sección larga A = —— = 50,5 n r 25 L ongitud x profundidad = 50,5 m 2 Si la secció n transversal de cad a unidad es cuadrada, por ejem plo, 5 x 5 m, en to n ces profundidad = 5 m , y p o r tanto
*1 • I •
i
50,5 Longitud = - j - = 10,1 m En consecuencia:
•i
D im ensiones de la cuba = longitud x anchura x profundidad = 10,1 ni x 5 ni x 5 m
• l m
i
•
i
626
INGENIERÍA AMBIENTAL
E je m p lo 11.6. U na p lan ta d e tratam iento d e ag u a co n siste en los sig u ien tes procesos unitarios: coag u la ció n , floculación, sed im en tació n , filtra c ió n y d e sin fección. L a concentración de sólidos en suspensión en el ag u a b ru ta es 500 mg/1 y la planta trata 36.400 m 3 /día. S e utiliza alúm ina [A12 ( S 0 4 ) 3 ■ 14H 20 ] com o c o a gulante con una dosis de 50 mg/1. C alcular los lodos só lid o s p ro d u c id o s d iaria m ente si tiene lugar u na reacció n co m pleta d e la alú m in a a h id ró x id o de alu m in io y el 98 por 100 de los só lid o s totales se separan p o r sed im en tació n /filtració n . A íú m ín a
P la n ta d e tra ta m ie n to
Q - 0,42 m 3/s -
■ Q « 0,4 2 m 3/ s A g u a tr a t a d a C0 = 0,02 C ,* 10 m g /l
A g u a b ru ta C ,« 500 mg/1 Lodos
CM
Solución: B alance d e m a te ria p ara los sólidos en suspensión: A cum ulación
= E ntrada - salida
+
dentro del sistejna 0
generación
-
dentro del sistem a = entrada - salid a +
0
-
consum o dentro del sistem a
0
Por tanto E ntrada = salida OC} = Q C 0 + q C s qC s = 2 (C , - C 0) = 0,42 x 4 9 0 x 10 3 m g/s = 206 g/s B alance de m ateria esteq u io m étrico para el h id ró x id o de alum inio: A12 ( S 0 3) • 14H 20 + ? -► 2 A 1 (0 H ) 3 + ? + ? pesos m oleculares 5 9 4 g/m ol + ? —►156 g/m ol + ? + ? es decir, 594 g de alúm ina p ro d u cen 156 g de h id ró x id o de alum inio (lodo). 1
g de alúm ina p rod u ce 0 ,2 6 g de lodo U tilizando 50 mg/1 d e alú m in a = 50 x 10 3 m g /m 3 = = 5 0 x 10 3 x 0 ,42 m g/s = 21 g/s 21 g/s d e alú m in a -*■ 21 x 0,26 g/s de lodo = 5,46 g/s
TRATAMIENTO DE AGUAS
629
C a n a le s d e v e rtid o d e l a g u s cla rifica d a
A g u a c la rific a d a
^
A ltu ra lib re 1-2 m
M a n ta d e lo
M a m a d e l o d o s 1-2 m
t t í t t í í A
A E n tra d a B M a n ta d e lo d o s C C o n o d e e x tr a c c ió n d e Io d o s
Figura 11.11.
Z o n a d e e n tr a d a 1-2 m
V$ = v e lo c id a d d e d e c a n ta c ió n V,« v e lo c id a d a s c e n d e n te d e e n tr a d a
Esq uem a de un clarificador ascendente de m anta de lodos — fo nd o plano.
los clarificadores de lecho de lodos se operan a su capacidad nom inal o en ex ce so, hay peligro de que el nivel su p erio r del lecho de lo d o s se elev e y parte del agua con flóculos pued a decantar con el agua lim pia. E sto es ex trem ad am en te indeseable y a q ue el floculo contiene hidróxido de alum inio. Las plan tas sobre cargadas presentan a veces este p ro b lem a. g
L a velocidad de sedim entación d e partícula V. = ' ----- (p„ - p , J d 2 1 S/£ L a velocidad de entrada ascendente donde
y En el lím ite y así
L as partículas serán separadas sólo si la velocidad de sedim entación excede a la velocidad ascencional. En el caso de clarificadores ascen d en tes de lecho de lodos el principio de sedim entación es de tipo III* . Este tip o es cuando se p roduce sedim entación, pero
* N. del T. A veces denominada sedimentación retardada o por zonas.
, w
' 630
INGENIERÍA AMBIENTAL
está retardada, en este caso p o r la velocidad ascendente. A dem ás, la sed im en ta ción se produce por zonas, en este caso la c a ra su p erio r del lech o es m ás densa m ientras que la cara in fe rio r esté débilm ente definida. L as v elo cid ad es de sed i m entación son m ás altas en la p aite superior y m ás b ajas en la inferior. E sto aparece esquem áticam ente en la F igura 11.12. V éase R eynolds (1 9 8 2 ) p a ra m ás detalles sobre la sedim entació n tipo III.
11.8.
FILTRACION
La filtración es el proceso d e p a sa r el agua a través de un m edio p o ro so con la esperanza de que el filtrado ten g a una calidad m ejo r que el aflu en te. E l m edio suele ser arena. L a filtración se h a utilizado d esd e el siglo d iecin u ev e cuando el proceso de filtración lenta en arena era g en eralm en te el único m éto d o de trata m iento d e agua. L a filtració n le n ta en arena tiene el m érito de m e jo ra r la calidad estética del agua y tam bién d e la separación de patógenos. E sta ú ltim a v en taja no era conocida en el siglo diecin u ev e. Hay un ejem plo clásico de la efectiv id ad de la filtración lenta en arena reg istrad o cuando en 1892 m urieron 8.500 p erso n as en H am burgo en una epidem ia d e cólera. H am burgo utilizab a agua no tratad a del río Elba. Su suburbio A ltara, tra ta b a el agua p o r sedim entación y filtració n len ta en arena y no sufrió la ep id e m ia de cólera. H ay m uchas clasificaciones de sistem as de filtración que incluyen: ® G ravedad o presión • V elocidad de filtració n rápida, lenta o variable • Filtración de torta o en profundidad L a filtración por graved ad es el proceso en que el agua p asa p o r el filtro sin ayuda excepto p o r la graved ad . L os filtros de p resión norm alm ente están co n ten i dos en recipientes y el agua v a forzada a trav és del m edio filtran te so m etid a a
ML d e n s a
M L d é b il
- T ie m p o
Figura 11.12.
C o lu m n a d e s e d im e n ta c ió n M L « m a n ta d e lo d o s
Concepto de sedim entación ascendente en lecho de lodos.
TRATAMIENTO DE AGUAS
631
presión. Las aplicaciones del tipo de p resión suelen ser p ara uso industrial m ás que p ara usos urbanos. L a filtración le n ta opera a v elocidades de filtración que varían entre 0 , 1 y 0 , 2 m /h, m ientras q u e los filtros rápidos tienen velocidades de entre 5 y 20 m /h. L a filtración de to rta es el proceso en filtros lentos de arena en que sobre la superficie d el filtro (in terfase arena/aire) se d esarrolla u n a to rta fil trante, y la filtración a través de esa su p erficie es por m ecanism os físicos y bioló gicos. L a filtración en profundidad es c u an d o la m ayor p a rte del espesor de m edio filtrante está activo p a ra el proceso d e filtración y la calidad del filtrado m ejora con la profundidad, com o el caso de lo s filtros rápidos d e arena. E l tipo más com ún es el filtro rápido d e gravedad en profundidad. É ste su sti tuyó casi totalm ente a los filtros de aren a lentos (de g ravedad y torta) en los años 30. Sin em bargo, el filtro de arena len to (SSF) tiene u n a gran aplicación en p e queñas com unidades rurales. L a excepción es Londres, d o n d e todavía en los años 90 toda el agua de origen superficial se tra ta y se filtra en aren a lenta. E ste tipo de filtro esta pasando p o r u n renacim iento, y a que recientem ente se ha dem ostrado que tiene excelente capacidad para m ejo rar la calidad m icrobiológica del agua. Los filtros lentos de arena tienen tasas d e separación de h asta un 99,9 p o r 100 para quistes de G iardía y C ryptospiridium . L a filtración lenta en arena puede volver a ser popular y a que se sabe q u e lo s quistes de Giarclia tienen cierta resis tencia a la cloración.
11.8.1. Filtración lenta en arena En la Figura 11.13 aparece un diagram a de un filtro len to de arena. T ípicam ente es una estructura o caja abierta rectan g u lar de horm igón que contiene: C apa sobrenadante de agua bruta L echo de arena fina, apoyado so b re u n a capa fina d e grava ® Sistem a de drenaje inferior • E structuras de entrada y salida 8 8
A gua s o b r e n a d a n te - P laca “ se p ara d o ra íru c tu ra e n tr a d a
L e c h o d e a re n a
S is te m a d e d r e n a je
Figura 11.13.
Filtro lento de arena
632
INGENIERÍA AMBIENTAL
L a estructura de e n tra d a p erm ite q u e el agua flu y a hacia la cap a d e película bio ló g ica sobre el filtro sin dañarla. E sta cap a está, en la cara su p erio r del lecho de aren a y está com p u esta de m icro o rg a n ism o s v iv o s y m uertos. E sta estructura de en trada también fa c ilita el drenaje del agua sobren ad an te d u ra n te el proceso de lavado. El agua so b ren ad an te p ro p o rcio n a u n a presión de ag u a suficiente para im p u lsar aquella a trav és del filtro d e aren a m ien tras se crea u n p eríodo de deten ción de varias ho ras p a ra el agua bruta. E l lech o filtrante su ele ser d e arena fina de tam año 0,15 a 0,3 m m con un co eficien te de u n iform idad no m ay o r de 2. En la T ab la 11.11 aparecen algunos criterios de diseñ o tal com o se usan en E stados U n id o s y en el R ein o U nido. M ecan ism o s d e filtra c ió n y re n d im ie n to . Se considera que la separación de im purezas tiene lu g a r fu n d am en talm en te en la capa de p e líc u la biológica. Se p ie n sa que los m eca n ism o s son tan to físicos c o m o b iológicos, contribuyendo este últim o al hecho de que m uchos p arám etros m icrobiológicos m ejoran significati v am en te al pasar a través del filtro lento d e arena. El tam año efectivo de arena su ele ser del orden d e un o s 0 , 2 m m y esto re tie n e efectivam ente todas las p artícu las m ayores de un o s 0,02 m m . L os quistes d e G iardia son d e aproxim adam ente este tam año y así serían filtrados en la p elícu la biológica. E x iste alguna evidencia contradictoria resp ecto a si la p e líc u la b io ló g ica es esencial en la separación d e G iardia ya que alg u n a in v estig ació n ha m o strad o que hay elim in ació n de aquella en los filtros lentos d e arena incluso sin u n a p elícu la b io ló g ica co m pletam ente desarrollada. U na rev isió n de L o gsdon y F o x (1988) de la filtració n lenta en" aren a en E stados U nidos in d icó u n a m ejo ra sig n ificativ a en los p arám etros de calidad del agua. La separación de b acterias co lifo rm es totales fue del 99,4 p o r 100 o
Tabla 11.11. ■ P arám etro
Criterios de diseño para filtros lentos de arena
"
Tiempo de vida de diseño Periodo de operación Velocidad de filtración Área del lecho fíltrame Altura del lecho filtrante inicial mínima Especificación de arena, tamaño efectivo Coeficiente de uniformidad Altura del drenaje incluyendo capa de grava Altura de agua sobrenadante
Nivel recom endado en el RU
. Interv alo y (promedio) '
10-15 años 24 h/día 0,1-0,2 m/h
0,04-4 m/h (0,1)
5-200 mVfiltro (mínimo de 2 filtros) 0,8-0,9 m 0,5-0,6 m
0,46-1,5 m (0,9)
0,15-0,3 mm
0,15-0,4 mm (0,3) 1,5-3,6 (2)
<3 0,3-0,5 m 1m
Adaptado de Visscher el a i, 1987 con autorización.
0,15-0,9 m (0,5) 0,7-4 m (1,2)
TRATAMIENTO DE AGUAS
633
m ayor. Esta ta s a de separación dependía de la profundidad de lecho y se red u cía a m edida que lo h acía la profundidad. Las p artículas de q u istes de tam años del orden de 7 a 12 /xm tenían tasas de separación del 96,8 p o r 100 o m ejores. L a separación total d e partículas p ara tam años de 1 a 60 /im fu e del 98,1 p o r TOO o mayor. L a elim inación de co lo r no es significativa en los filtros lentos de arena, con tasas de separación sólo del orden del 25 p o r 100. L a separación de turbidez va paralela a la d e otras partículas con altas tasas de separación y con valores que se reducen a 0,5 N T U y a veces tan bajos com o 0,1 N TU . Sin em bargo, resulta que el agua co n partículas de arcilla m uy finas de escorrentía de m ontaña tiene una separación d e turbidez de sólo aproxim adam ente el 25 p o r 100. Los filtros lentos de arena tienen pasadas d e filtración de entre 2 y 6 m eses. L a lim pieza quiere decir le v an tar la pelícu la b iológica y vo lv er a arran car alrededor de dos días después. E jem p lo 11.9. D iseñar un filtro lento de arena (SSF) p a ra tratar un caudal de 800 m 3 /día. Solución: Supóngase una velocidad de filtración de 0,15 m /h. Por tanto . 800 A rea de cuba necesaria = x
1
= 222 m
.
Elíjase un ta n q u e de 2 3 'm largo x 10 m ancho. De la T ab la 11.11, la altura de tanque necesaria es: a) b) c)
D renaje d el sistem a ~ 0 ,5 m. L echo filtrante ~-0,9 m. A gua sobrenadante ~ 1 m.
P or tanto
y
A ltu ra total ~ 2,5 m T am año de tanque = 2,5 m altura x 23 m largo x 10 m ancho.
11.8.2. Filtros rápidos de gravedad D esde los años 30 los filtros rápidos de gravedad han sustituido casi por com pleto a los filtros len to s de arena, excepto en el caso de pequeñas conurbaciones ru ra les. En este ú ltim o caso, se usa com únm ente la filtración lenta en arena sin n in g u na coagulación previa. L a p opularidad de la filtración rápida p o r gravedad es debida a su velocidad de filtración aum entada hasta 5 a 20 m /h co m parada con 0,1 a 0,2 m /h de los filtros lentos de arena (un factor d e alrededor de 50). La filtración rápida por gravedad (RG F) se utiliza para filtrar agua coagulada quím icam ente y de esta form a pro d u cir un agua potable de gran calidad. L a filtra ción separa las partículas en suspensión (turbidez) por el sim ple m étodo físico de
634
INGENIERÍA AMBIENTAL
filtración. P u ed e darse alguna activ id ad b io ló g ica en la ru p tu ra d e l am onio a nitrato coijio en la n itriñ cació n :
N H 4+ + 2 0 2
B acterias nitrosom onas
--------- j
N O j + 2H + + H 20
(11.20 )
y N itra b a cter Eí m ecanism o de separación de sólidos en la filtración es u n a co m b in ació n de asentam iento o im pacto inercial, asentam iento, retención, ad h esió n y atracción. A sí se separan las partículas, m u ch o m enores que los espacios in tersticiales e n tre los granos de arena. T an to la R G F com o la S S F operan de un m o d o en que el ag u a se filtra verticalm ente en descenso a través del m ed io so m etid a a la gravedad. Como se m encionó en la S ección 11.8.1, las p asadas de filtració n en filtros len to s de arena duran de dos a seis m eses. Sin em bargo, debido a la m ay o r velo cid ad de filtración, las pasadas en filtros rápidos son de 20 a 60 horas. L a lim pieza se c o n s i g a m ediante ag itación del lech o y a sea m ecán icam en te o con aire com prim ido y agua de lavado en d irecció n ascen d en te a trav és del lech o y h acia la su p erficie, desde donde se decan ta com o agua residual. E ste agua «de lavado» se v ierte o vuelve a cab ecera de p la n ta p ara tratam iento. L o s filtros rápidos p o r g rav ed ad pueden ser d e tres tipos p o sib les de m e d io filtrante: • M edio sim ple, no rm alm en te arena o antracita • M edio dual, norm alm ente arena y antracita • M ultim edio, no rm alm ente granate, arena y antracita La T ab la 1 1 . 1 2 m uestra las características de los m edios en los filtros sim p les, dual y inuldm edio. E n los dos últim os, el m edio su p erio r es el m aterial g rueso de antracita, seguido de la arena y e l m aterial fin al es granate.
Túfela 11.12.
Características dei medio en filtros rápidos de gravedad -
P arám etro M edio
-
E spesor
“Velocidad de . . T am año.:;7 Coeficiente de "í filtración " electivo u n ifo rm id ad Oí?; ( m m ) ; • (m/h'.
Sim ple
Arena 0 antracita
0,7 0.7
0,6 0,7
<2 <2
10 10
D ua!
Antracita y arena
0,6 0,15
1,0 0,5
<2 <2
12
Antracita arena y granate
0,5 0,2 0,1
1,0 0,5 0,2
<2 <2 <2
35
M uí
TRATAMIENTO DE AGUAS
637
P o r tanto V^o, = 0,96 x 1,3 T
1' 3
= 0,87 m /m in
11.9. DESINFECCIÓN T al com o se realiza en el tratam iento de aguas, la desinfección se refiere a las operaciones dirigid as a d estruir o co n v ertir en inofensivos los m icroorganism os p atógenos. L a esterilización, la destrucción com pleta de toda la m ateria viva, no es el objetivo de la desinfección. L a F ig u ra 11.15 m uestra la reducción de e n fer m edades transm itidas p or el agua al principio del siglo veinte p o r el tratam iento d el agua, por ejem plo, erradicación del tifus. L os dem ás pro ceso s de tratam iento com o la coagulación y filtración deberían sep arar > 9 0 p o r 100 de las bacterias y virus. Tam bién ei proceso de ab lan d am ien to con cal es un d esinfectante eficaz debido al alto pH utilizado. Sin em bargo, p ara cum plir con los estándares dados por las directivas de estándares de agua, tales com o la U nión E uropea (UE), la A g en cia de Protección A m biental E E U U (E P A ) o la O rganización M undial de la S alud (O M S), y para proporcional- p ro tec ción contra rebrotes, a m enudo se realiza una desinfección adicional. Las carac te rísticas de un b uen desinfectante son que debería: S er tóxico p a ra los m icroorganism os a concentraciones m uy p o r d eb ajo de los um brales tóxicos para los hum anos y anim ales superiores • P roporcionar una alta tasa de m ortandad • S er suficientem ente persistente p ara ev itar rebrotes de organism os en los sistem as de distribución 8
A ño
Figura 11.15.
Reducción de tifus con el uso de agua tratada.
638
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
L a tasa de destrucción d e m icroorganism os se p lan tea a m enudo com o u n a reacción q u ím ica de prim er orden (ley d e C hick); dN di
= -k N t
Nt = N0 donde
(11.23)
(11.24)
N¡ = núm ero de organism os en el tiem po t N 0 = núm ero de organism os en el tiem po 0
y
k - constante de velo cid ad característica del tip o de desinfectante, m icroorganism o, y aspectos de calidad d el agua d el sistem a
L a etapa determ inante de la velocidad es la difusión del d esinfectante h a c ia la célula del m icroorganism o. E sto debe co m p letarse antes de q u e el agua llegue al consum idor. N o se puede alcan zar una d esinfección co m p leta porque N„ el n ú m ero de organism os restan tes en el tiem po t, se ap ro x im ará a cero asintóticam ente a m edida que p asa el tiem p o , com o aparece esq u em áticam en te en la F ig u ra 11.16. S in em bargo, ya q u e N 0 debería ser pequeño, se p uede efectu ar un 99,9 por 1 0 0 de m ortandad en u n tiem po razonable. E l m odelo tipo de cu rv a d e desinfección aparece en la F ig u ra 11.16. T ien e tres «zonas». L a fase inicial de retardo v ien e seguida de la velo cid ad ex p o n en cial de decaída. L a fase final es la fase lenta d o n d e se obtiene p o c a ventaja ad icional. Los factores siguientes pueden dar lugar a una baja eficiencia de desinfección: • T urbidez • O rganism os resisten tes (G iardia) ® G ran cantidad de m ateria orgánica • D epósitos de hierro y m anganeso • C om puestos oxidables Los virus son m ás resistentes a los desinfectantes que las bacterias y req u iere un periodo adicional de expo sició n y m ayores concentraciones. L os coloides p ro -
Figura 11.16.
M od elo de curva de desinfección.
TRATAMIENTO DE AGUAS
639
ductores de turbidez, y los depósitos de hierro y m anganeso pueden enm ascarar a los organism os y consum ir el desinfectante. L os desinfectantes m ás com únm ente utilizados a escala indu strial son: 8
• » • •
D ióxido de cloro C loram inas Ozono R adiación U V Cloración
El cloro es con diferencia el desinfectante usado con m ás frecuencia. D ado que su aplicación im plica una serie de desventajas (no siendo la m enor la producción de T H M ), debe considerarse el uso de o tro s desinfectantes. Sin em bargo, hay que establecer que ningún desinfectante es perfecto — todos tienen ventajas y desven tajas para un agua d eterm in ad a— . L a ventaja distintiva d e una d esin fecció n fia ble d e m icroorganism os debe ser co n trapesada cu idadosam ente c o n tra todas las posibles desventajas. S e han dado brotes de C ryptospiridiw n en lo s sum inistros de agua en el m undo occidental (especialm ente, en EE U U desde 1990), m uchos de los cuales usan cloro com o desinfectante. Inform es recientes in d ic an que los quistes de C ryptospiridiw n no siem pre son elim inados en los sistem as de filtra ción, aunque hay alguna evidencia que sugiere que los filtros ráp id o s de gravedad tienen éxito. E ste éxito no se debe n ecesariam en te al diseño o al m e d io del filtro, sino m ás bien a la v elocid ad de paso del agua. T anto el cloro, el d ió x id o de cloro, com o la m onocloram ina han resultado ineficaces. Por el contrario se sabe que el ozono reduce eficazm ente el núm ero de quistes h asta niveles no infecciosos.
11.9.1. Dióxido de cloro C on respecto a la desinfección, el d ióxido de cloro posee teóricam en te 25 veces m ás p o d er oxidante que el cloro. En condiciones norm ales se tra ta d e un gas am arillento o am arillo-azul o rojizo que licúa a aproxim adam ente 10 °C. L a solu ción en agua no es estable y se degrada, especialm ente cuando se e x p o n e a la luz. A tem peraturas m ás altas es explosivo. P or lo tanto el dióxido de cloro debe producirse en planta antes de su aplicación. L as propiedades del d ió x id o de cloro en com paración con el cloro son: 1. 2. 3. 4.
Su aplicación n o causa deterioro del sabor ni olor. Su eficacia desinfectante es m u y dependiente del pH. L a form ación d e trihalom etanos (T H M ) puede despreciarse (aunque tam bién pueden form arse otros com puestos clorados). No reacciona con el amoníaco.
En contraste con otros desinfectantes en uso, el dióxido de cloro fo rm a com pues tos inorgánicos tóxicos. Se ha establecido que el 50 p or 100 del C 1 0 2 utilizado se transform a en clorito (C lO p y clorato (C lO j). E stas sustancias p u ed en provocar m etanoglobinem ia en los bebés (com o los nitratos N O j) si las co n cen tracio n es en el agua potable exceden el valor de 0,1 mg/1. L os estudios de las actividades
t*
640
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
m utagénicas indican q u e a co n cen tracio n es de < 1 m g / 1 de dióxido de cloro por litro, no se produce aum en to en la activ id a d m utagénica del agua p o tab le, m ien tras que a dosis m ás altas hay u n aum ento considerable de la actividad.
* 11.9.2. Cloraminas
^
Cuando en el agua hay presen cia tanto d e cloro com o de am oniaco (N H 3), éstos reaccionan para form ar p ro d u cto s colectivam ente conocidos co m o cloram inas. Al contrario que el «cloro lib re» , las cloram inas se denom inan com o «cloro com binado». L as cloram inas in o rg án icas consisten en tres especies:
^
NH3
+ HOC1 ^
N H 2 C1 + H 20
(m onocloram ina)
(11.25)
^
N H 2 C1 + HOC1 ^
NHC1 2 + H , 0
(dicloram ina)
(11.26)
NC1 3 + H 20
(tricloram ina)
(11.27)
NHC1 2 + HOC1 ^ ^
^ ^
^ ^ ^
^ ^
Las especies form adas com o resultado de la com binación de cloro y am oníaco dependen de un núm ero de facto res, incluyendo la relació n de cloro a am oníaconitrógeno, dosis de cloro, tem p eratu ra, p H y alcalinidad. A m edida q u e se alcan zan m ayores relaciones d e cloro a am oníaco-nitrógeno, el am oníaco eventualm ente es oxidado a n itró g en o gas, u n a p equeña can tid ad de nitrato (N O J) o una variedad de productos in o rg án ico s oxidados conteniendo nitrógeno. Si hay p re sencia d e am óníaco, y a se a com o constituyente n atu ral del agua b ru ta o com o producto quím ico añadido delib erad am en te para p ro d u c ir cloro co m binado en vez de cloro libre, se p ro d u c e u n a curva de punto de ru p tu ra con fo rm a d e cresta • (véase cloración al p u n to d e ruptura, Fig. 11.18). C om paradas con el d ióxido de cloro o el cloro, las cloram inas: 0 Son desinfectantes m en o s efectivos • T ienen un efecto alg icid a • T ienen un efecto perjudicial p a ra el sabor y el co lo r • M uestran una eficien cia que es m uy d ependiente del valor del pH , habiéndose observado m ay o r eficiencia a valores m ás bajos de pH » N o reaccionan con la m ateria org án ica o los fenoles B Son persistentes y pro porcionan u n a protección continuada contra rebrotes en el sistem a d e distrib u ció n
%> 11.9.3. ” ^
Ozono
El ozono es un gas azulado con un olo r desagradable, b s uno de los agente oxidantes m ás potentes que sirv en p ara el tratam iento d e agua. Se puede p ro d u cir en un cam po eléctrico fuerte a p artir del oxígeno puro o d e la ionización del aire seco y lim pio: 3 0 , + energía -+ 2 0
3
TRATAMIENTO DE AGUAS
641
D ado que el ozono es quím icam ente inestable debe producirse en p lan ta y usarse inm ediatam ente. S e n ecesita una can tid ad considerable de energía p ara rom per el enlace estable del o x íg en o y form ar el ozono. Se requiere un co n su m o de energía de 10 a 20 kW h p o r k g de ozono para p ro d u cir las dosis típicas q u e oscilan entre 1 y 5 g /m 3. P or lo tanto, los costes de la ozonación son de 2 a 3 veces m ayores que los costos de la cloración. El ozono es capaz de rom per grandes m oléculas de com puestos orgánicos com o los ácidos húm icos o fúlvicos. D eg rad a com puestos dañinos para la salu d com o los hidrocarburos arom áticos p olicíclicos (PAH), los fenoles y los clorofenoles. Sin em bargo, no todos los com puestos orgánicos se pueden reducir o inclu so m ineralizar. A lgunas propiedades del o zono com o d e sinfectante son: • E specialm ente efectivo en d estru ir virus ® M ejora del o lo r y sabor • T ransform ación de sustancias ca so no degradables en otras fácilm ente degradables ® Efecto de m icrofloculación 8 Sensiblem ente independiente del pH • R ebrotes d e m icroorganism os en el sistem a de distribución d e agua debido a la producción d e sustancias m ás fácilm ente degradables 8 Form ación d e un núm ero de com puestos tóxicos • N o quedan residu o s (de desinfectante) L os estudios de las actividades m utagénicas del agua potable ozonizada han dado resultados contradictorios. Debido al rebrote de m icroorganism os, el tratam iento de ag u a con ozono com o la (últim a) etap a de desinfección no se utiliza m uy a m enudo. Como no quedan residuos, es necesario utilizar pequeñas cantidades de cioro después de la ozonación para pro p o rcio n ar una protección continuada co n tra los Tebrotes en el sistem a de distribución.
11.9.4. Radiación UV L a irradiación con lu z U V es un p ro m eted o r m étodo de desinfección. Aunque no deja residuos, este m éto d o es efectivo p a ra desactivar lanto bacterias com o virus. L a luz UV se ex tien d e a lo largo de u n a longitud de onda de 200 a 390 nm. L a b an d a m ás efectiva p ara la desinfección está en el intervalo m ás corto de 250 a 280 nm . Éste es el intervalo donde la luz U V se absorbe p or el D N A de los m icroorganism os q ue luego conduce a un cam bio en el m aterial genético de for m a q ue ya no son capaces de m ultiplicarse. L a lu z de este rango de longitud de onda puede generarse con lám paras de vapor de m ercurio de b a ja presión que em iten el pico de rad iació n de luz a u n a longitud de onda de 254 nm . Las propie dades de la radiación U V como d esinfectante incluyen: ° N ecesidad de ten er agua clara (libre de turbidez) y capas finas de agua • N o residuos • Puede producirse fotooxidación de los com puestos
642
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
® N o hay problem as de o lo r ni sabor • N o se-añaden pro d u cto s quím icos
11.9.5. Cloración L a aplicación de cloro p a ra d esinfección del agua p o tab le se rem o n ta tan atrás com o el siglo diecinueve. P a ra el año 1800 ya se h ab ía tratado e l agua residual con cal clorada en In g laterra y F rancia. L a ap licació n técn ica a g ran escala de la cloración del agua potable se llevó a cabo en p rim er lu g ar en E stad o s U nid o s al principio de este siglo. S u stitu y ó a la filtració n len ta en arena q u e se u sab a en aquella época. D urante los ú ltim o s 50 años, se h a co nvertido en el procedim iento m ás am pliam ente utilizado p a ra el tratam iento de agua sup erficial. E n m uchos países aún se lleva a cabo c o m o cloración «al pu n to de ru p tu ra» después de la sedim entación y filtración (v é a se Fig. 11.18). Sin em bargo, la aplicación d e altas dosis de cloro tiene el riesg o de desarrollar g ran d es can tid ad es d e subproductos potencialm ente carcinógen o s y/o m utagénicos. E n condiciones n aturales, el cloro (C l2) es un gas am arillo -v erd o so q u e p re senta una gran toxicidad p a ra los hum anos y los anim ales. D ebido a su alta reacti vidad, no se presen ta n atu ralm en te com o C l2, sino que fo rm a m u ch o s co m p u es tos que se encuentran en la tie rra tales com o el m u y conocido N a C l (sal com ún). L a m ayoría del cloro se p ro d u c e en un pro ceso industrial a gran e sc a la conocido com o la electrólisis cloro -alcalin a. El cloro se p uede licu ar a tem p eratu ra am biente. P o r lo tanto, se p u e d e alm acenar y transportar. Es un ag en te oxidante, blanqueante y desinfectan te m u y eficiente. E n el agua, el cloro reac c io n a com o sigue: C l 2 + H 20 ^
H + + C l- + H.OC1
(11.28)
HOC1 es el ácido h ip ocló rico . D ependiendo del p H del agua, el HOC1 se puede disociar a hipoclorito: HOC1 ^ H * + OC1"
(11.29)
El ácido hipoclórico y el ion h ip o clo rito rep resen tan el «cloro lib re residual» que es el desinfectante prim ario em pleado. Los ex p erim en to s m u estran que la m o lé cula de HOC1 no disociad a es el com puesto m ás efectivo en el proceso de desin fección. Su eficiencia se co n sid era 80 veces m ás alta q u e la del ion hipoclorito (OC1- ). L a F igura 11.17 m u estra la d isociación de HOC1 com o fu; ¿;ón d el valor del pH . A pH < 5, el eq u ilib rio de la reacción está d esplazado h a cia la izquierda, es decir cuanto m en o r el p H m a y o r es la can tid ad de C l 2 ex isten te en el agua. A pH > 5, la concentración de O C L au m enta h asta que lleg a al 100 p o r 100 a un pH de 10. El intervalo óptim o d e p H p ara la aplicación com o d esinfectan te está en el ran °o de 6 a 8 .
TRATAMIENTO DE AGUAS
643
V a lo r d e pH
Figura 11.17.
Disociación del HOCl com o función del valor de pH.
Se considera que el m ecanism o d e 'd estru cció n de p ató g en o s es: • P enetración en las células de m icroorganism os con el consiguiente bloqueo de una enzim a esencial • D estrucción de las p ared es celulares Los factores q ue afectan al proceso son: • Form a quím ica del cloro • pH ® C oncentración » T iem po de contacto • Tipo de organism os • Sólidos en suspensión 0 T em peratura La m ayoría de los sistem as de dosificación de cloro so n sistem as gas-a-solu ción, practicados sólo para cloración indirecta. Cloración indirecta q uiere decir preparación de u na solución de cloro a partir de C l, gas y agua en la planta, la cual sirve lu eg o como desinfectante. E n vez de añadir C l, gas al agua tam bién es posible u tilizar cloro en estado ionizado, p o r ejem plo, co m o en los com puestos C a(C lO ), o N a C lO ,. E ste procedim iento es el elegido esp ecialm en te cuando se van a tratar pequeñas cantidades de agua con un costo relativam ente pequeño de equipam iento técnico. O tra consideración para elegir sistem as de h ipoclorito es p or razones de seguridad. E l cloro gas es m uy tóxico y su m anejo requiere de un gran cuidado. A pesar de los relativam ente seguros sistem as de inyección, los cilindros de cloro gas deben ser transportados, alm acenados y cam biados cuando están vacíos. C om o el cloro gas es m ás p esado que el aire, se esparce lentam ente a nivel del suelo. Por lo tanto, en zonas m uy pobladas, el uso de hipocloritos puede ser ventajoso. Las soluciones d e hipoclorito en agua son alcalinas, lo cual es una desventaja ya que la eficacia de la desinfección es m en o r a pH altos, com o se aprecia en la Fig. 11.17. H ay una cierta dificultad para d iso lv er C a (C 1 0 )2. Este
644
INGENIERÍA AMBIENTAL
com puesto contiene ap roxim ad am en te de un 70 a un 80 p o r 100 d e cloro disponi ble. A m enudo se u tiliz a p a ra el co rto plazo en form a de p a stilla s de «cloro» en em plazam ientos especiales, p o r ejem plo, en contenedores de alm acenam iento de agua o después de trab ajo s de rep aració n m en o res en el sistem a d e distribución. Las soluciones de N a C 1 0 2 se usan con m ás frecuencia. L a so lu c ió n contiene de 15 a 17 por 100 d e clo ro y no es m uy estable. S e degrada con el tiem p o , especial m ente cuando se le expo ne a la luz. L a aplicación de am bos h ipocloritos es m u cho m ás costosa q u e la u tilizació n de cloro gas. L a m edida p re c isa d el cloro es un instrum ento de control m u y im portante p ara una dosificación efectiva au n q u e cu id ad o sa del cloro. E n la D irectiva A le m ana de A gua P o tab le, debe p o d e r d etec tarse un residuo de a l m en o s 0,1 mg/1 después de la e ta p a de desinfección. E l n iv el m áxim o no d e b e exceder d e 0,3 mg/1 (excepto p a ra sucesos ex traordinarios: se perm iten 0,6 mg/1 para p eq u e ños períodos). E sto s niveles relativ am en te L.^jos tienen en cu en ta las desventajas asociadas con la cloración y p ersiguen m inim izarlas. E n el caso d e algunos su m i nistros subterráneos, el agua viene lib re de p ató g en o s de form a natu ral. O bien no hay cloración n in g u n a o se añade clo ro a b a jo nivel (unos 0 , 0 2 m g / 1 detectables). E ste procedim iento no es una desinfección, sólo una «p recau ció n de conserva ción» para asegurar la calidad m icro b io ló g ica del agua d urante la etap a de distri bución. U n m étodo que se u tiliza p ara m in im izar la aplicación de clo ro es la m ed id a del potencial redox. E l objetiv o es utilizar la m en o r cantidad p o sib le para d esin fectar' totalm ente, al tiem po que se evitan reaccio n es laterales, p o r ejem plo, a so ciadas con el sab o r y o lo r desagradable del cloro y la form ación d e com puestos no deseados. El p o ten cial red o x v ien e d eterm inado p o r la ecu ació n de Nerst: E = E 0 + R T / n F In (O x )/(R e d ) donde
(11.30)
E = potencial redox E 0 = p o ten cial contra el electro d o norm al de hid ró g en o R = co n stan te de los gases F = con stan te de F araday n = n ú m ero de electrones tran sferid o s Ox = co n cen tració n de com puestos oxidados Red = co n cen tració n de com puestos reducidos T = tem p eratu ra absoluta, K
L a E cuación (11.30) m u estra la depen d en cia del potencial red o x de las concen traciones de los p ares red/ox. E so quiere decir que si hay p resen cia de oxidantes fuertes com o el oxígeno, cloro, etc., el p o ten cial redox es alto y positivo. El agua subterránea que no contien e oxígeno tendría un valor n egativo. L a ventaja de determ inar el potencial redox está en el h echo de que p ro p o rcio n a inform ación acerca de la capacidad d esin fectan te del agua. P uede h ab er ag u as con una alta
TRATAMIENTO DE AGUAS
645
concentración de desinfectante. Sin em bargo, esta cantidad podría n o estar d is p o nible p ara el p ro ceso de desinfección, debido a la presencia de im purezas que consum en cloro. T o d o el cloro se utilizaría p ara oxidación m ás que p ara d esin fec ción. D ebido al hech o de que el p o ten cial redox m ide la relación de los c o m p u es tos oxidantes y reductores p ro porciona un inform ación fiable sobre el p o d er de desinfección aún disponible en un agua (véase tam bién el poten cial redox, C a p í tulo 3). El potencial redox es m ás sensible que el análisis de clo ro , esp ecialm en te a. bajos niveles. Se encontró una experiencia favorable con las m edidas de p o te n cial redox en los Servicios de A guas de B rem en (Baxter, 1992). D urante el m o d o de cloro «conservador», no siem pre fu e posible detectar el cloro p o r análisis. Sin em bargo, los estu d io s de potencial red o x m edido continuam ente dieron in fo rm a ción sobre la calidad m icrobiológica en todo m om ento y ayudaron a fijar la d o sis de cloro. M ás tarde, cuando n o se realizó ning u n a cloración, el nivel del p o ten cial redox se m antuvo p o r en cim a de 600 m V . E sto aseguró la buena calidad m icro biológica del agua. Se dedujo em píricam ente que a potencial redox de 6 0 0 m V las bacterias no p u ed en sobrevivir. L a influencia del pH y la tem peratura deben considerarse. D ebido a su reactividad, el cloro reaccio n a con m ultitud de com puestos in o r gánicos y orgánicos presentes en el agua. En algunos casos, se utiliza en p rim e r lugar com o agente oxidan te para ro m p er estos com puestos. E ste tipo de clo ració n se denom ina cloración «al punto de ruptura». D ebido a las altas dosis de clo ro em pleadas norm alm ente este proceso ya no se utiliza en A lem ania, pero to d av ía se usa am pliam ente en E stados U nidos y otros países que utilizan p red o m in an te m ente agua superficial com o fu en te d e agua potable. L a Figu ra 11.18 m uestra u n a curva generalizada de cloro añadido fre n te a cloro residual, o b ten ida durante la cloración al punto d e ruptura. L as m aterias
D e stru c ció n det c loro residual p or com p ue sto s reductores
Form ación de com p ue sto s o rganoclorad os y c loram inas
Destrucción de clo ram in a s y c o m p ue sto s orga n o clo ra d o s
Formación d e d o ro libtc y presencie de c o m p ue stos organoclorados n o d estru idos
C lo ro a ñ a d id o {mg/D
Figura 11.18.
Cloración al punto de ruptura.
r 646
INGENIERÍA AMBIENTAL
oxidables (incluso peq u eñ as cantidades de DBO) consum en cloro antes d e que éste tenga oportunidad d e actuar com o desinfectante. E n el punto de ru p tu ra, estas reacciones se han com pletado y sólo entonces tien e lu g ar la desinfección. L a adición continua d e cloro después d e p asad o el punto d e ruptura dará lu g a r a un aum ento directam ente proporcional en el cloro libre d isp o n ib le (hipoclorito no reaccionado). A m enudo los subproductos de los orgánicos oxidados p o r el cloro son in d esea bles. C antidades dim inutas de com puestos fenólicos reaccio n an con el cloro p ara provocar serios problem as de gusto y o lor, debido a la fo rm ació n d e clorofenoles (de olor y sabor «a m edicina»). U na concentración tan baja co m o de 1 :2 0 .0 0 0 .0 0 0 puede detectarse por la n ariz hum ana. L a s m aterias (p o r ejem plo, pegam ento) utilizadas durante el trabajo en pozos o tuberías pueden co n ten e r com puestos fenólicos. P ara evitar q uejas de los consu m id o res, se re c o m ien d a que los m a teria les usados en reparación de tuberías estén probados de an tem an o o que las zonas reparadas se lim pien a fondo posteriorm ente lavándolas con agua no contam inada. O tra reacción im portan te es la fo rm ació n de carburos halog en ad o s, in clu y e n do los trihalom etanos (T H M ). Los g rupos m ás im portantes de subproductos son: T rihalom etanos ° Fenoles clorados • H alom etanos, etanos y etenos 8 H idrocarburos arom áticos p o lin u cleares halogenados 0 A ldehidos y cetonas clorados 0
T odos estos productos com portan un riesg o carcinógeno y /o m utagénico p ara la salud hum ana y p o r lo tanto su red u cció n es altam ente in deseable. E je m p lo 11.12. P ara obtener un re sid u o libre de clo ro de 0,5 mg/1, se añ ad e una dosis de 10 mg/1 a u n a planta d e tratam iento de ag u a de 36.400 m 3 /día. C alcular la cantidad de C l 2 y N H 3 n ecesa ria para alcanzarlo. Solución: C l 2 necesario = 36.400 x 10 x 103 x 10' 6 = 3 6 4 kg/día •Estequiom étricam ente:
(11.31)
N H 3 + H O C l -y NH,C1 + H , 0
1 mol de N H 3 reacciona con 1 m ol de H O C l para pro d u cir N H 2 C1 (m onocloram ina). Sin em bargo, si esta dosis se aplica 1 : 1 , entonces la reacción continúa para form ar dicloram inas (NHC12) com o en N H ,C 1 + H O C l ->■ NHC1 2 + H , 0
(11.32)
Las dicloram inas no son deseables p o r sab o r y olor. E s m ás frecuente aplicar relaciones de dosis C12 /N H 3 de alrededor de 3 :1 o 4 : 1 p e ro no 1 :1 (M ontgom ery, 1985) p ara evitar la form ación d e dicloram inas. P o r tanto N H 3 necesario s 0,5 mg/1 x 0,25 = 0,125 mg/1 = = 36.400 x 0,125 x 10 -
3
= 4 ,6 kg/día
TRATAMIENTO DE AGUAS
647
La T abla 11.13 in d ica algunos valores de cloro residual y los p H del agua y tiem pos de contacto asociados. E l m étodo de aplicación del cloro a un sistem a de agua e s im portante en relación con la eficien cia d e destrucción de m icroorganism os. T ípicam ente el cloro gas se inyecta en un depósito o tubería y se som ete a m ez c la rápida a alta turbulencia {Re > 105) durante u nos pocos segundos. Esto es e n cierto m odo análogo a la coagulación utilizando m ezcladores rápidos seguida d e m ezcla lenta en un tanque aguas abajo. L a inyección de cloro e n un sistem a se su ele conseguir típicam ente m ediante un difusor insertado en la v ía de paso d el ag u a o directa m ente a u n a tu rb in a de m ezcla ráp id a p ara u n a difusión instantánea. Una vez inyectado, la m ezcla rápida se puede conseguir p o r diversos m éto d o s hidráulicos, incluyendo saltos hidráulicos en canales abiertos, conductos v e n tu ri, tuberías, bom bas, m ezcladores estáticos, etc. U n a v ez que se ha producido la m ezcla rápi da inicial, para conseg u ir una d ifusión com pleta, la solución m e z c la de cloro se rem ansa en una cu b a de contacto d u ran te perío d o s de 10 m in a 1 h. E l tiempo de contacto es función del pH , cloro lib re residual necesario y calid ad m icrobiológica del agua. V éase M ontgom ery (1985) p ara m ás detalles.
11.10. FLUOHACIÓN E l flúor es un elem ento traza natural, en contrado en cantidades pequeñas pero m uy variables en las aguas. L as aguas subterráneas tienen más ten d en cia a tener m ayor contenido de flúor. Sin em bargo, la m ay o ría de ag uas.superficiales tienen cantidades despreciables. L a presencia de flu o ru ro en agua se id e n tificó en E sta dos U nidos en los años 50 para m ejo rar la salud dental de los n iñ o s ¿n crecim ien to. L a relación en tre la caries dental (caída d e los dientes) y fluorosis dental (decoloración o m oteado de los dientes) y n iv e le s de flúor ap arece en la F igu ra 11.19. E sta fig u ra m uestra los resultados de la investigación en los años 60. E n las concentraciones óptim as en agua potable, el flúor re d u c e la caries dental entre un 20 y un 40 p o r 100 entre los n iños que ingieren el agua desde su Tabla 11.13.
6-S 8-9 9-10 10+ 6-7 7-S 8-9 9+
Cloro residual, d H y tiem po de contacto
Tiempo de contacto ....... (m in ). .
Residuo libre , (mg/1). •
10 10
0,2
10 10 60 60
Residuo com binado .
0,4 0,8 >1,0 1.0
60
1,5 1,8
60
>1,8
648
INGENIERÍA AMBIENTAL
N iv e le s d e f lu o r u ro (p p m )
Figura 11.19. Caries dental y flu orosis dental en relación con los niveles de flúor en abastecim ientos públicos de agua (adaptado de Dunning, 1962).
nacim iento. L a evidencia de la efectiv id ad d e la flu o ració n es m u n d ial (de 1950 a 1980). Sin em bargo, en la d écada pasada, el relativ o im pacto b en eficio so d e la fluoración se h a en m ascarad o a m ed id a que aparecen otras fu en tes de flúor, p or ejem plo, pasta de dientes fluorada, p astillas de flúor, etc. Se h a a ñ ad id o flú o r al agua en diversas form as: ® F luo ruro de sodio • S ilicofluoruro de sodio • A cido hidrofluorosilícico El procedim iento en países que tien en abastecim ientos públicos de agua con flu o ruro es añadirlo en dosis de 1 m g / 1 , y esto se hace h o y día m ayo ritariam en te en form a de ácido h idrofluo ro silícico . E n el E ire, todos lo s sum inistros públicos de agua son fluorados (p o r ley). E n E stad o s U nidos, v ario s estados no fluoran. E n el R eino U nido, el nivel de fluoración es.d ecrecien te y las autoridades hidráulicas locales deciden regio n alm en te si flu o ran o no. En el n o rte de E u ro p a, casi n in g u na región p ractica la fluoración.
11.11. PROCESOS AVANZADOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS Los objetivos de los procesos av an zad o s de tratam iento de aguas son: ® T om ar un agua tratad a p o r proced im ien to está n d a r y m ejorarla h asta una calidad ex cepcionalm en te alta com o se suele e x ig ir p o r industrias co n cre tas, por ejem plo, bebidas, farm acéuticas ® T ratar un ag u a que con tien e «contam inantes» concretos q uím icos o b io ló gicos h asta un están d ar aceptable, p o r ejem plo, la separación de hierro y
TR A TA M IEN TO D E A G U A S
649
m anganeso, la separación de algas verdiazules, la separación de productos orgánicos concreto s H ay u na amplia gam a de técnicas físicas, quím icas y m icrobiológicas que se pueden utilizar p ara a lc a n za rlo s objetivos anteriores. A lgunas de éstas incluyen: • Separación d e hierro y m an g an eso ® Intercam bio iónico y absorción inorgánica • A dsorción de productos orgánicos • Procesos de m em brana in cluyendo osm osis inversa • O xidación incluy en d o oxidación quím ica
11.11.1. Separación de hierro y manganeso E n m uchas aguas se encuentran trazas de hierro y m anganeso. L a s cantidades pueden variar de ¡,iej\ a mg/1. A m bos m etales se suelen encontrar juntos, pero tam bién hay aguas con sólo hierro y m ás raram ente sólo m anganeso. L a presencia n atural del hierro en la tierra es grande: el 4 ,7 p o r 100 de la c o rteza terrestre consiste en hierro, hacien d o de éste el cuarto elem ento m ás frecuente. El m anga neso se presenta tan frecuentem ente com o el carbono, con una p orción del 0,08 por 100 de los sólidos de la corteza terrestre. P o r lo tanto la concentración de hierro en el agua suele ser m ayor que la de m anganeso. Ambos son elem entos traza esenciales p a ra todas las criaturas vivientes. El hierro, por ejem p lo , ju eg a un papel im portante en la form ación de la hem o de co lo r rojo (junto co n la proteína se le llam a hem oglobina). E l m anganeso es im portante para el crecim ien to en anim ales y para un funcionam iento sano del sistem a nervioso. A p e sa r de este hecho, se han de separar del agua las cantidades excesivas de estos elem entos, ya que d e otra form a se producirían m olestias y daños en el sistem a d e distribución. P ara entender cóm o se las arreglan el F e y M n para llegar al siste m a d e distri bución del agua se estudia la presencia de m icroorganism os en el terreno. Las b acterias utilizan la m ateria orgánica com o alim ento, convirtiéndolo finalm ente en C 0 2 y H ,0 . P a ra ese propósito necesitan oxígeno. La m anera m ás sencilla de obtener oxígeno es extraerlo del agua. P or lo tanto, una gota de lluv ia, por ejem plo, p ierde progresivam ente su oxígeno en su ruta a través del suelo hacia el nivel freático. D espués de h aber consum ido todo el oxígeno del agua, lo s m icroorga nism os buscan otra fuente de oxígeno. Esto se consigue robando el o x íg en o de los óxidos m etálicos m ás frecuentes, com o F e 2 0 3 y M n 0 2. A sí el h ierro y el m anga neso quedan reducidos a com puestos ferroso y m anganoso (Fe2+ y M n 2+), que ss disuelven en agua. L as aguas subterráneas que no contienen oxíg en o se llaman aguas subterráneas «reducidas». L as propiedades de este tipo de ag u a son: B C lara, incolora • O lor y/o sab o r m etálico • Libre de oxígeno • A veces con o lo r a H 2S
650
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Cuando un agua «reducida» se p on e en contacto co n aire, se airea fácilm en te y el Fe se o xida en un co rto espacio de tiem po. E sto se aprecia c laram en te en la form ación d e flóculos m a rro n e s q u e p o sterio rm en te precipitan. E l m an g an eso no se oxida p o r la sola aireació n , en el intervalo de p H q u e se da n o rm alm en te. F o rm a s d el h ie rro y m a n g a n e s o en el a g u a s u b te r r á n e a . C u an d o están reducidos a su estado + 2, el F e y M n pueden fo rm a r com puestos^ io n izad o s com o carbonates d e hidrógeno (bicarb o n ato s), cloruros, su lfato s, etc. É stas son las for m as que se oxidan fácilm en te (Fe) p o r el oxígeno. E n p resen cia de á cid o s h ú m i cos, Fe tam bién puéde form ar- com plejos. L os co m p lejo s son g randes m oléculas estables, dispuestas geom étricam ente, con un átom o central carg ad o p o sitiv a m ente, aquí F e 2+ o F e 3 + , q u e está rodeado de lig an d o s elec tro n egativ o s. La estabilidad de los com plejos su ele ser m uy alta. F o rm a s del h ie rro y m a n g a n e s o e n el a g u a su p e rfic ia l. P o r la s razones discutidas anteriorm ente, lo s co m puestos de F e 2+ no se encuentran en la s aguas superficiales naturales. E l h ie rro (F e3+ ) d e éstas p u ed e d isolverse p o r la fo rm a ción de coloides consistentes en grupos de m oléculas de hidróxido de F e 3+ . P ro p ie d a d e s no d e se a b le s d el h ie r ro y m a n g a n e s o . El h ierro n o es dañino, pero no es deseable en térm in o s estéticos, ya que h ace al agua no d egustable. Cuando se utiliza agua co n ten ien d o m ucho hierro p a ra lav an d ería p ro d u c e m a n chas m arrones q ue son d ifíciles de quitar. Incluso p eq u eñ as cantidades d e h ierro y m anganeso p u eden prod u cir acum ulación de grandes d epósitos en los sistem as de distribución. A dem ás de se r in acep tab le p a ra el con su m id o r, tales d ep ó sito s pue den dar origen a las bacterias del hierro, q u e a su v ez generan un m a y o r deterioro en la calidad del agua al p ro d u c ir lodos con o lores rechazables. A d em ás, otros tipos de bacterias utilizan e sto s depósitos p ara ad sorberlos y comenzar- la repro ducción, lo cual lleva a un recrecim ien to en el sistem a d e distribución. L a D irecti va U E recom ienda un v alo r g u ía de 0,05 mg/1 F e y u n m áxim o de 0,2 mg/1. D ebe señalarse, no obstante, q u e p u ed e autorizarse ex cep cio n es a la D ire ctiv a para considerar la naturaleza d el terreno del que p ro ced e el ab astecim iento de agua. E sto tiene en cuenta las ag u as subterráneas de b u e n a calidad en otros aspectos pero que puedan contener m ás de 0,2 mg/1 Fe. P a ra el m an g an eso el v a lo r g u ía es de 0,02 mg/1 y la concentración m áxim a no d eb ería su perar los 0,05 mg/1. El principal m étodo p a ra sep arar el h ierro de estas aguas es o x id a r el ion ferroso a férrico, lo cual p u e d e hacerse p o r aireación, y d isponer un filtro ad ecu a do u otro m étodo para sep a ra r el com puesto d e h ierro precipitado. Se ha m ostrado que la o x id ació n de F e 2+ p o r o x íg eno es lenta y p o r tanto es la etapa determ inante de la v elocidad. El pro ceso com p leto consiste en diversas reacciones pero se puede d e sc rib ir satisfactoriam ente p o r la siguiente ecuación 2 F e 2+ + 0 ,5 0 , + (x + 2)I-L - -> F e 2 0
3
■jcH20 + 4 H +
(11.33)
P ro c e d im ie n to s de s e p a r a c ió n p a r a b a ja s c o n c e n tra c io n e s d e h ie r r o . Si la cantidad de hierro en un agua es bastante b a ja ( < 1 m g / 1 ), la sep aració n del hierro se suele realizar en u n filtro a presión que co n tien e el lecho h ab itu al de
TR A TA M IE N T O D E A G U A S
651
arena, pero a veces incorporando una cap a de un m aterial específico de fabricante como el «Polarite» o. u n a corteza de h ierro que actúa com o catalizador. C om o la cantidad necesaria de oxígeno es p eq u eñ a, viene sum inistrada sim plem ente al introducir aire en un esp acio de la carcasa del filtro. C on este tipo d e filtración se pueden alcanzar velo cid ad es m ucho m ás altas que las d e las aguas en que la coagulación quím ica p reced e a los filtros de arena: se han aplicado velocidades >50 m /h. C om o altern ativ a a la filtració n en arena, es posib le u tilizar piedra caliza sem icalcinada («A kdolit») com o m edio filtrante (contiene C a /M g C 0 3 y óxidos). E ste m aterial p u ed e ser efectivo p ara la separación de bajas concentra ciones de hierro soluble al precipitar hidró x id o férrico en su superficie alcalina y el m aterial puede ayudar a que al final e l agua sea m en o s agresiva. M ás aún, puede aum entar la can tid ad de m agnesio en el agua lo cual se co n sid era que tiene efectos beneficiosos p ara la salud. P ro c e d im ie n to s d e se p a ra c ió n p a r a a lta s c o n c e n tra c io n e s d e h ie rro . C uando la cantidad de h ierro es grande (> 10 mg/1), la práctica tradicional fu e la de tratar el agua com o ag u a superficial (donde el hierro está disuelto com o co lo i de) proporcionando u n a etap a de coagulación antes de la filtración en arena. Sin em bargo, esto no siem pre es necesario y debe evitarse d ebido a la alta dem anda de equipos y personal. A h o ra es posible reducir las tasas de filtración a unos 5 m /h o utilizar u n a cuba d e sedim entación p ara perm itir que d ecan te una gran proporción del hidróxido férrico. L a filtració n m ultim edio, que im p lica la u tiliza ción de un filtro que contiene varias capas de m ateriales diferentes, ha dem ostra do ser m uy efectiva. Se pueden tratar aguas brutas con alred ed o r de 15 mg/1 F e y altas concentraciones de ácidos húm icos a tasas de filtración d e 15 m/h. A g u as p o b re m e n te ta m p o n a d a s. L as aguas que se describen com o difíci les en térm inos de separación de hierro suelen estar pob rem en te tam ponadas; es decir, la cantidad de carbonato ácido es baja. C om o se deduce de la E cua ción (11.33), hay form ación d e protones durante el p ro ceso d e oxidación. En aguas bien tam ponadas estos H + no causan problem as, pero las aguas escasa mente tam ponadas pued en sufrir acidulación. D urante la aireación del agua, se elim ina m ucho dióxido de carbono, el p H sube y el hierro se em p ieza a oxidar. El H + producido reacciona con H C 0 3 p ara d ar m ás C 0 2. E n las aguas escasam ente tam ponadas el pH llegará finalm ente a un pu n to bajo en q u e la reacción se detie ne (autoinhibición). C om o aún queda una gran cantidad de F e 2 + , se consideraba necesario com pletar la reacción añadiendo agentes oxidantes. M ás tarde se com probó que esto era erróneo, porque después de ello no era posib le d esestabilizar el F e 3 4 durante la filtración subsiguiente. L a razón estriba en la form ación de solu ciones coloidales estables en las que sólo es posible la desestabilización cuando aún queda suficiente F e 2 + . L a coagulación sólo tiene lu g ar cuando en un interva lo definido de pH que se hace más corto a m edida qu e la cantidad de tam pón presente se reduce. P o r encim a y p o r d ebajo de este interv alo existen soluciones coloidales m uy estables form adas p or cargas igualm ente p o sitiv as o negativas. A m enudo la estabilidad es tan fuerte q u e la desestabilización p o r filtración sólo tiene éxito en u na capa m uy fina del m aterial filtrante.
65 2
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
S e p a ra c ió n d e m a n g a n e s o . E l m anganeso se presenta en la s aguas n atura les com o M n 2+. N o hay fo rm a de oxidarlo p o r aireación en el in terv alo norm al de p H ni siquiera si la can tid ad es de 10 mg/1 o m ayor. E l pH tie n e que ser 9 o 10 antes de que p u ed a tener lu g ar la o xidación p o r oxígeno. E sto sólo se puede lograr con m ateriales filtran tes fuertem ente alcalinos. Los p ro ceso s que se suce den durante la oxidación son incluso m ás co m p licad o s que p a ra el hierro, ya que el M n puede darse en d iferen tes estados de o xidación (II, III, IV se dan en la naturaleza, V, V I, V II p u ed en producirse artificialm ente). P a ra la separación de M n 2+ en la práctica se h a dem ostrado que es favorable añadir u n a solución de K M n 0 4 com o agente acondicionador antes d e la etap a de filtración sin m odificar el pH. El valor calculado estequiom étricam ente de 1,9 k g K M n 0 4 p o r kg M n suele ser dem asiado alto (o dem asiado bajo), dependiendo de los p ro ceso s de oxidoreducción que se dan sim ultáneam ente. L a adición de K M n 0 4 d e b e llevarse a cabo durante varios días (3 días a 1 m es) antes de que el proceso o p ere p o r sí mismo. L a Figura 11.20 es un esq u em a de una p lan ta de tratam iento d e agua subterrá nea en A lem ania p ara la elim inación de hierro y m anganeso. L o s niveles in icia les de hierro son 8.000 ¿íg/1 y de m anganeso 2 5 0 /¿g/1. El hierro se separa m edian te filtros de presión m ultim edio. E l m anganeso se separa p or filtro s de gravedad m ultim edio. Los niveles fin ales de hierro y m an g an e so son < 1 0 /¿g/1 (Eberhahrdt, 1980).
11.11.2. Ablandamiento del agua por precipitación química C om o se ha m encionado al co m ien zo de este capítu lo , la d u reza del agua viene causada por la presencia d e cu alq u ier catión m etálico polivalente pero principal m ente C a2 + , M g 2 + , y en m e n o r m edida, F e 2 + y M n 2 + . L a d u rez a total se suele S a iid a d e g a s e s s u c io s
S a lid a de g a s e s s u c io s
B u cle d e rec irc u la c ió n p a ra e n riq u e c im ie n to e n 0 2
Pozos con bom bas s u m e r g ib le s
P re filtro s p a ra s e p a r a c ió n d e h ie rro
Tom a d e d e s e r c ió n /a ir e a c ió n de C 02
F iltro s p a ra s e p a r a c ió n de Mn
C ám ara re g u la d o ra d e p re s ió n
Figura 11.20. Esquem a de una planta de tratamiento de agua subterránea para la separación de hierro y m anganeso (adaptado de Eberhardt, 1980).
TRATAMIENTO DE A G U A S
653
calcular basada en la concentración d e C a2+ y M g 2 + y se expresa en mg/1 com o C a C 0 3 . L a d u reza se suele asociar con agua subterránea m ás que con aguas superficiales. L a T ab la 11.14 clasifica la escala de la dureza. Las características del origen del agua, determ inarán el proceso de a b la n d a m iento. A W W A (1990) relaciona cuatro procesos: 1.
2. 3.
4.
El pro ceso de cal de sim ple etapa se utiliza cuan d o e l agua bruta es alta en dureza de C a 2 + y b aja en dureza de M g í+ (< 4 0 mg/1 com o C a C 0 3) y sin d u reza de no-carbonato. El proceso de cal en exceso se utiliza cuando el agua bruta tien e alta dureza d e C a 2+ y alta du reza de M g 2+ y sin d u re za de no-carbonato. El proceso de cal-sosa de sim ple etap a se u tiliza cuando el a g u a bruta; tiene alta dureza de C a2+ y b aja dureza de M g 2 + y algo de dureza d e no-' carbonato de calcio. El p ro ceso de cal-sosa en exceso se utiliza cuando el agua bruta tien e alta dureza de C a 2+ y alta dureza de M g 2+ y algo de d u reza de no-carbonato de calcio.
E je m p lo 11.13. Un análisis de agua subterránea h a indicado la sig u ien te calidad. D eterm inar la dosis de cal si se u tiliza un ablandam iento directo con cal. pH = 7,5 C a2+ = 150 mg/1 com o C a C 0 3 M g 2+ = 20 mg/1 com o C a C 0 3 A lcalinidad = 200 mg/1 com o C a C 0 3 Solución D osis de cal = concentración de ácido carbónico + dureza d e carbonato de calcio C oncentración d e bicarbonato:
[H C O j] = 2 0 0 x ^ - x 1 0 50 Tabla 11.14.
3
*
7 7
61
= 4,0 x 1 0 ~
Clasificación de la dureza
D ureza . •r! (mgA cuino CaCO,) .
Descripción
0-75 75-150
Blanda Moderadamente dura
150-300
Dura
>300
Muy dura
3
mol/1
654
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
Las constantes de d iso ciació n del ácido carbónico a 10 °C [(E c. (3.42)] son
™ C O £ ¡
7
nCN
[H 2 C O f]
= [H in + ][C i LO ^ ¡3__i _ 4 g x 1Q- u 2 [H2COf [h 2coj ];
1/t £n C N [Ec_(3 44)]
L a concentración total d e especies carbónicas es C T = [H 2 C O f] + [H C O j ] + [ C O |‘ ] CT —
[H C O 3- ]
1
donde
a¡ = ----------------------------------------------------------------------------- = 0 93 1 + 1 0 " 7 l5 /(4,47 x 1 0 - 7 ) + (4,8 x 1 0 " n ) /1 0 “ 7 ' 5
^
4 x 10~3
'W **
C T = ------- — — = 4,29 T 0,93
%■*
^ ^
10~
3
m o l/l = 1
[H 2 c o * ] = c y - [ h c o ; ] - [c o * -] = ’
^
X
= 4,29 x 1 0 "
3
- 4 ,0 x 10-
3
= 0,29 x 1 0 ~
3
mol/1 =
= 29 mg/1 com o C a C 0 3 Por tanto D osis de cal = 29 + 150 = 179 mg/1 c o m o C a C 0 3 = = 179x^
=
1 3 3
m S/¡ co m o
C a ( ° H
) 2
V
O tros y más detallados ejem plos se pueden en co n trar en A W W A (1990, C apítulo 1 0 ).
^
11.11.3. Intercambio iónico
^
El agua dura (> 50 mg/1 C a C 0 3) co n tien e u n exceso d e cationes d e calcio y m a g nesio. El proceso d e ablandam iento d el agua, es d ecir red u cció n de dureza, p ero no su elim inación, se p u ed e acom eter intercam biando lo s cationes no deseados de calcio y m agnesio con sodio. E ste p ro ceso es el in tercam b io iónico. Si N a 2R es una resina de in tercam b io de sodio (R es la base co m p leja) entonces el ablandam iento del agua se represen ta por
W ^
M g 2+ + N a 2R ^
^
M gR + 2 N a +
(11.34)
Ca2+ + Na2R ^ CaR+ 2 N a +
(11.35)
TRATAMIENTO DE AGUAS
655
Los procesos de intercam bio ió n ico son reversibles y la dirección de la reac ción depende de las concentraciones y del nivel de saturación d e la resina de sodio. U na unidad de ablandam iento de agua co n siste en un lech o del m edio de unos 0,5 a 2 m d e altura con tina tasa de «filtración» de aproxim adam ente 4 1/s m 2. E l proceso d e ablandam iento d el agua no sep ara toda la du reza, y a que se precisan unos valores m ínim os p o r razones sanitarias. L a capacidad de ablanda m iento de las resinas de in tercam bio varía de 100 a 1.500 eq/m 3 (equivalentes). E je m p lo 11.14. U na zeolita sintética con u n a capacidad de 4 0 0 e q /m 3 y una tasa d e «filtración» de 4 1/s m 2 se utiliza para ab lan d a r agua con un caudal de 1 0 1/s y una dureza de 4 meq/1 (250 mg/1 como C a C 0 3). L a profundidad del lecho es de 1,5 m y se alcanza una tasa de utilidad d e intercam bio del 85 p o r 100 antes del «punto d e ruptura». D eterm inar' el diám etro d el m edio filtrante y el volum en de agua que ha pasado antes d e que se requiera una regeneración. D eterm inar tam bién el tiem po de regeneración necesario. Solución
„ ' _.
Q 10
,
S uperficie = — = — = 2,5 m~
V
4
D iám etro de la carcasa = 1,78 m V olum en del lecho = 1,5 m x 2,5 m = 3,75 m 3 C apacidad total-de intercam bio = 3,75 x 4 0 0 = 1.500 equivalentes C apacidad de intercam bio n ecesaria = 8 5 % d e 1.500 = 1.275 equivalentes 1.275 , V olum en de ag u a pasada antes de la regeneración = ■ —- — x 1 0 ' = 318.750 1 31S 7 5 0 T iem po en línea entre regeneraciones = - —- — = 79.687 s = 22,1 h
Los procesos de intercam bio ió n ico se utilizan tam bién para la separación de otros cationes no deseables in clu id o el bario, estro n cio y radio — e iones no de seables incluido el flúor, nitrato, hum atos, silicato s, crom atos, etc.
11.11.4. Adsorción A lgunos contam inantes no deseados se pueden adsorber sobre adsorbentes sóli dos. L a adsorción es el proceso tan to físico c o m o quím ico de acu m u lar una sus tancia en la interfase entre las fases líquida y sólid a. L os adsorbentes utilizados en el sector del tratam iento de aguas incluyen: • C arbón activado — PA C o G A C * * Siglas en inglés de carbón activado en polvo o carbón activado en grano.
^
^ ^
656
INGENIERÍA AMBIENTAL
• A lúm ina activada « C oloides de arcilla • H idróxidos • R esinas adsorbentes
"•*
El carbón activado se u tiliza h ab itu alm en te para ad so rb er p ro d u cto s orgánicos que producen sabor, olor, color y p ro b lem as m icrobiológicos. Se u tiliz a p ara adsorber algas que p u ed en se r m otivo de sabores indeseables, co lo res y olores. El ¡qp PA C se puede alim en tar (en form a de lech ad a) a la c o m e n te de a g u a en la e ta p a de coagulación o ju s to antes de la filtració n . Las d o sis p u e d e n variar de 1 a ^ 100 g/m 3. En esta aplicació n , el PA C p ro d u ce un lodo ad icional y n o es susceptible de regeneración. A veces se usa el G A C com o un lec h o filtrante final antes d e la filtración en arena. P roduce una calid ad de agua m u y b u en a y p u ed e re d u c ir los niveles de ^ cloro. A lgunas in d u strias q u e reciben a g u a m unicipal la tratan con G A C antes d e utilizarla, por ejem plo, la industria farm acéutica. P ara el P A C las p ro p ied ad es sig n ificativ as son la d en sid ad de m a sa y la filtrabilídad, donde esta ú ltim a quiere d ecir q u e eventu alm en te q u ed ará separada en el ^ retrolavado del filtro d e arena. D en sid ad de m asa q uiere d ecir que al ser la m asa ^ proporcional a la cap acid ad de adsorción, m ientras m a y o r sea la densidad de m asa m ayor será la cap acid ad de adso rció n . Para G A C las pro p ied ad es significaW 0 tivas son la dureza y el tam año de p artícu la. M ientras m ás dura se a la partícula, ^ „ m enos se pierde p o r atrició n . A dem ás, m ien tras m en o r sea la partícula, m ayor es la disponibilidad d e esp acio de m acroporo y adem ás se req u iere m enos presión.
11.11.5. Oxidación química ^ L a oxidación q u ím ica es la reacción resu ltan te cuando dos o m ás especies quím i^ cas se unen con el o b jetiv o de au m en tar el estado de o x id ació n de una. En la ^ , m ism a reacción se dan los procesos de oxidación y red u cció n . P ara que una espe^ cié quím ica aum ente su estado de oxid ació n (perder elec tro nes) el otro producto ^ (o productos) quím ico de la reacción d eb e reducirse (g an ar electrones). La ecu a ción siguiente es d o n d e F e 2 + es oxid ad o p o r el HOC1: ^ ^ ^ ^
^
2 F e 2 + + HOC1 + 5 H 20 -
2F e(O H ) 3 + C P + 5H +
(11.36)
El ion ferroso aum entó su estado de o xidación de +2 a +3, es d ecir perdió un electrón. El cloro se red u jo de C l1+ a C l 1 ~, es decir g anó dos electrones. P ara que haya com patibilidad dos átom os d e h ierro se oxidan p or cad a átom o de ácido hipoclórico red u cid o * . En tratam iento de ag u as, se pro d u ce la oxidación n atu ral en varias zonas. L a oxidación quím ica tam bién se lleva a cabo en un cierto nú m ero de zonas. L a oxidación natural se p u ed e d ar en m asas de agua abiertas, com o lagos, depósitos
Para mantener el equilibrio de cargas eléctricas, es decir, el balance de cargas de la reacción.
TR A TA M IE N T O D E A G U A S
657
de alm acenam iento, cubas de decantación. El p ro ceso de oxidación es básica m ente m icrobiológico pero tam bién puede ser ayu d ad o fotoquím icam ente. Se pueden oxidar el hierro y el m anganeso así com o productos orgánicos naturales. L a oxidación quím ica es una práctica com ún en plantas de tratam iento de aguas. T radicionalm ente se u tilizaba cloro pero en años recientes se h a centrado la atención en las alternativas al cloro, debido a la producción de trihalom etanos (T H M ) cuando el cloro reacciona con los pro d u cto s orgánicos naturales. Los oxidantes se utilizan para los siguientes propósitos: ° O xidación del hierro ° O xidación del m anganeso 0 E lim inación del color ® M ejora del gusto ° M ejora del olor a A yuda a la floculación L as alternativas al cloro com o o x id an te son; • C loram inas ° O zono ® Perm anganato potásico • D ióxido d e cloro M ás lectura sobre oxidantes q uím icos puede en co n trarse en A W W A (1990).
11.11.6. Procesos de membrana incluida osmosis inversa L as técnicas de separación de m em brana incluyen: ® M icrofiltración (M F) 0 U ltrafiltración (UF) ° O sm osis inversa (O I)* • E lectrodiálisis (ED) Se trata de técnicas de filtración m uy sofisticadas p ara «filtrar» im purezas dim i nutas. M F y U F separan m oléculas de acuerdo co n su tam año y m asa m olecular. L a Figura 11.21 es un esquem a de] tam año de p artícu la y de la técn ica de separa ción asociada. L a m icrofiltración perm ite a las m acrom oléculas (1 0 - 4 a 1 0 - 3 nim ) fluir a través de la m em brana. L as bacterias que son m ayores de 10 ' 4 m m están im posi bilitadas de p a sa r a través de la pared de la m em b ran a. Los poros de pared en estas unidades son de 1 0 " 3 a 1 0 “ 2 m m . G eneralm ente, igual que en las técnicas convencionales de filtración, el tam año de partícula retenida es aproxim adam ente un orden de m agnitud m ás p equeño que el tam año d e partícula/poro del filtro. Para ultrafiltración e] um bral de corte oscila en el intervalo de 1 0 ~ 6 a 10 " 4 mm de tam año de poro. * Representada a veces por sus siglas en inglés, RO.
658 10
INGENIERÍA AMBIENTAL
"7mm
lO^mm
Osmosis
1Cr5mm
10‘ 4m m
10 3 m m
M icrofilt r a c ió n IMF)
U ltra filtra c ió n (UF)
in v ersa (RO)
10‘2 m m
1 0 '1m m
F iltra c ió n
convencional (CF)
Figura 11.21.
P ro c e s o s d e se p a ra c ió n y ta m a ñ o s d e p a rtíc u la a s o c ia d o s .
L a ósm osis inv ersa es m uy diferente a M F o U F . S e tra ta de una técn ica de solución difusión que hace uso de u n a m em brana sem ip erm eab le q u e ac tú a com o barrera para las sales disueltas y las m oléculas inorgánicas. T am b ién co n fin a los productos orgánicos con pesos m oleculares m ayores d e 100. L as m em branas de O I no tienen poros id e n tif ic a re s com o en M F o U F (B ilstad , 1992). L a O I se ha utilizado en desalación. E l p ro ceso se representa e sq u em áticam en te en la F ig u ra 11.22. E n la F igura 11.22(c), la presión aplicada so b rep asa la presión osm ó tica de la solución salin a frente a u n a m em brana sem ip erm eab le, o b lig an d o a sí al agua pura a trav és de la m em b ran a y dejando sólo sales atrás, es decir, to d o s los iones quedan retenidos en el lado derecho. La electrodiálisis (ED) es un proceso de m em brana c a rg ad a eléc tricam en te en que los iones se transfieren a través de una m em brana d e sd e una solu ció n m enoá concentrada h a c ia un a solución m ás concentrada. El flu jo d e agua p u ra es tan g en cial ¿ la m em brana m ientras que el de iones es tran sv ersal (B ilstad, 1992).
Flujo o s m ó tic o
E q u ilib rio o s m ó tic o
Ó s m o s is in v e r s a
V A IV
V
P re sió n o s m ó tic a
i_
V
A gua p u ra
S o lu c ió n s a lin a
MS
•Solución s a lin a
A gua p u ra
MS
MS
(b)
(c)
M S » m e m b ra n a s e m ip e rm e a b le ia)
N e m o u rs a n d Co., 1980).
TR A TA M IEN TO D E A G U A S
659
L os procesos de m em branas que se u sab an en desalación tenían aplicaciones lim itadas. Sin em bargo, h o y día, dada la am p lia gam a de im p u rezas en las aguas, las m em branas están atravesando una rev isió n de su interés. A lg u n a de las aplica ciones m ás recientes in clu y e líquidos o efluentes líquidos de la in d u stria donde los tratam ientos convencionales se co n sid eran inadecuados p ara satisfacer los estándares relativos a productos orgánicos e inorgánicos co m p lejo s. Las aplica ciones para resolver problem as de co ntam inación incluyen m eta le s pesados, aguas oleaginosas, hidrocarburos clorados y tam bién lodos.
11.12. ESTÁNDARES PRIMARIOS DE AGUA POTABLE EN EE UU Los estándares prim arios d e agua potable en E E U U están relacio n ad o s con deta lle en la T ab la 11.15 y actualizados m ás recientem ente en U S E P A (1995).
11.13. PROBLEMAS 11.1.
11.2.
11.3.
11.4. 11.5.
11.6. 11.7.
11.8.
11.9.
Identificar el o rig en del agua b ru ta utilizada com o agua potable en su zona. D eterm inar los parám etros d e calidad del agua b ru ta (análogos a, digam os, T abla 11.5). Si hay m ás d e un origen, co m p arar los parám etros de calidad del agua. C on los datos que h a recogido p ara el Problem a 11.1, d eterm in ar la dure z a (C a 2 + , M g 2 + ) com o mg/1 C a C 0 3. ¿El nivel de d u rez a es blanda, m oderada, dura o muy dura? Si el agua en su zona es dura (> 1 5 0 mg/1 com o C a C 0 3), describir el proceso utilizado para reducir la du reza a niveles aceptables. D espués del tratam iento ¿qué nivel de du reza se m antiene aún en el agua? U n abastecim iento de agua su b terrán ea es oloroso d eb id o a la presencia de H 2 S. D escriba cóm o se las arreglaría para elim inarla. E n l a Sección 11.7 aparece q u e la velocidad de sedim entación es igual a la carga superficial. D em ostrar q u e esto es tam bién cierto p ara una cuba de decantación circular. P a ra el E jem plo 11.2 del texto, c a lc u lar las dim ensiones de una cuba de decantación c ircu lar para sedim entación de partículas discretas. P ara el E jem plo 11.2 del texto, p rep arar una curva de sedim entación de partículas en circulación p ara determ inar la fracción en p eso precisa (>90 por 100) d e separación de sólidos. D eterm inar las necesidades d iarias de alúm ina, cal y polielectró lito para coagular un caudal de 36.400 m 3 /día, si los resu ltad o s del ensayo de coagulación (jar test) indican una coagulación óptim a c u an d o 1 litro de agua se dosifica con 5 mi de u n a solución 10 mg/1 de alúm ina, 2,0 mi de u n a suspensión 10 g/1 de cal y 0,3 mg/1 de un p o lielectró lito com ercial. P ara el Problem a 11.8, calcular la cantidad de lodos q u ím icos debidos al uso de la alúm ina, cal y p o lielectró lito por separado.
660
{Co/ltillúo)
IN G E N IE R ÍA A M B IE N T A L
■fc rt C SS \Q tí c
"rt
o
3
C
■d
a
_
O
i e ^ l 1 -1 S I i I í| § S e 2 .§ 00 ¿-‘y in ll 4> . . «5 « Er • £ o » *a -o—.'O 0 -o gd ^ o Q w c 2 e >>_£> c •rae c¡y •- ^ a 8 .S E "tí w 1 - " «
3 -p •s 'S >-»'a *£ 5 w e ¿ cr n ^ tfl 8 3 « 2 § c S fi = 3- °* > *S ¡5* 1/5 § D-Xl 'u ■ ■ 3-8 3 S ^uj ,0 C «U "O U C3 .5; D, CáOO „ cJ — - — •cH o u *u .y
íí 8 .a | e* i«' C S ü
ü -O
ü
do
£ *s
§o F
id
~ P o ctí c S ¿3
c
3 *13
□ -o DO
< 3>üf
'O
eo
o
(ü C n Ü
•S S I -g o o S tí 8 » ~ a E '« w ^ —•*5* a -S o ü = c V f5 ^ ^ .2 'O to
« ’o* a *
g*s wc e tí n y w 2 «W 5 l - g i Dtw. tí -g £> f3 «¿2 x E *j= í í _CD Ü *5 a rg — • y _3 o W 8 ^ .5s *>•"Ca s=■»§ á l l i GJ - scu- s T3 C3 & cg a , S C O, ^ u o « ñ “ § l E g S ? 4) “ M 4 ’O *g «3 * ■o o ,« c S3 ü » rt r*- « *3 43 ■O ■o vf ü •i .a -a s ,•&! 1 ^ .H oo oo S ^ ^ ‘3 'c •o yT PP*11P h o a H o ’p j - w ° y *2 < u ao.p SJ -Ss« •£i tí o~ O tí K "‘iá 3 E X , O X S tu , D D
-O•- 'O o
“ o J2 ’u
I 5 l-S
*°*3 ^ o rt
,
s
s
es m
1o o io o cTo'
es m o o o o o o
•a ss -*«in 3O Ü
T « *§ S ■£ 0 ^£2 CU 00
2 •§ tí p< fe tí .S2 tí co tí
co
U
g cu
C3 JD
,W )o K ¿
B .H'
. O fi
C
'O
5
‘i :
c
„
o
^
c rs **«O O
UO. £ j e
CO
• -
O
¿- tí
cese
en
tí
.• W c
la p r o d u c c ió n .
■ s U
i'B -b ’C _ n ' rV:"©;•,/•Í.U/-V
1^1
4 |
:11 < <
^ ‘Ñ
.y « ■o h J=¡ — < <
tí
o e ü CQ
i ¡ Q 2 (N Q
Q Q
* A q u í p o r c a n c e l ; i u i ó t i debe
c m c n ü c rs c
Tabla 11.15.
Estándares primarios de agua potable en EE UU
'B S.-| 'I
^j^ji
C
S ’4d3 o«
661
TR A TA M IEN TO D E AGUAS
« 5 .y u á -i—. , :2 »
y '*3
.y
^ • S .2 € ^
ca-c
X 3
S - C38 31 fl c > 2 & ~ 13 ¡u '-3 ° £ <
o o o o
jUs" a a (D 114 -
*
— § o
2 -§ S ^32 ¡ 2 o e E3 •3 “p ■To3 S3 « 2 -d • C(3T (I3 2h . o ? b-:s K £ s-es 3 I . *r s . s S ‘5 S H'C
S 3 ¡= :s 5 .íí 2 3 fi ■a >■= K
6 l« *3
ci,
r-». «
sa sü C s \§-
(3 cd -O —
o
M CO•«
% -5 o
en EE UU
c3
e£
•o o Oí)
D i"
^
n o\
~
8.-S O y .
r- o d o
—
m
o o
| —
*5
'5
•
i j
E3,‘:
KJ 2
n2?
S
u rt
u e
■g-i
O ‘O
>5P ° X JU
, ü !§
5*3a
O rt í «i. ■r
s ■§ 8
e a,
O X>
2 ¿
E c 4J «O
g
= 5 'tf O
£ "0 C .2 >
a
cu
g &
O »C
£
2
11.15.
Estándares primarios de agua potable
O
G
3
(C o n tin u a c ió n )
—5
cu
Tabla
o
ü
C3 ■Q W
Cu
-I u ¿¿
•c ■o
u o .O S
i§
WQ
ca u
J¿
U
o
ZZ jD ¿ ¿i
H H
.
* r
662
^ ¿ O *o O O t/i) íO 1 r- U
(Continúa)
IN G EN IER ÍA A M B IE N T A L
2 ^ 5 ex. «o
, o \3 LO U
a "3 ^ f,> « E ’S 3 & -C ■n U t/3 «J
i£
tí
0) •o i/) « í C W 5 o u. ¡r rü o 2 rt > O ^ " O- o *C •- B jí> C/T •üg 13 O- W > « 2 3 >, i£3. S J •C 3 C W _ ft> -e a cd3 O -o w O ü .s .►*0 ‘S § g & &1 * tj£) g üO■ > —*C o ^ « i2 L Uo 3 « flj «- .'I M "O CX-ri •C T3 .ü L * /í ü CJ a 'O ’u *U w c3 “O • « 'O rt O a P e *y 3 0-—-. ^ c t? s ^ -S 5 a á ’& g > ^3 CLr O .2 ü *C « c o 7» 8 « - s u.. J á 5M 5 t3 Jíá •-(j TJ .5 « 3 : o w « O C /j i/i « = -5 ) \S o <-> C V 'O 5 -c n vf¡ t; fBl >« i >§‘i ií 'S= 2w (í2 «D- S S c 5 4} u "a 3 oa S ¿ó ) CÁ H
S Ü T3
a.
I
c
:o o
-^,SJ.': IV ;< $
o tí o
■ w
c <3
rt 00
D D
C £ S 'O O
co
*5 •o .y -r? J3 ^ .5
LU
HQ\.p o
ÜJ C
Q) -
XJ
tu o a ;d -:| cu i *
CN o o
o o”
3
Ui
cü 0 "O w
.2
f¡s ¡iq ¡ íé S íg
03 £
Ifó í®
¡ig%&
- *
’5 xg E ü X&5
•?!=<."-
H
S
S
o o td 3 p ’£3 a r-‘ E a g co tí
;r,i.8í!ut'.-^.:. 1
ÜPI
EÍ *b
X5 o
■
,oS
•'Í^’^.-Ív'í uíS'‘"
tí u H
S g O¡
* s :--
•:'litiO■•eir i| p ?
.-2
o. H
0 ,o o s¿ ¡?
1 is S« O
ló O W— |y
' *c ' t-
Q. <
*C £3 «
663
TR A TA M IE N T O D E A G U A S
12
5
o *o
-
g d 6 § J 8 Ü o c¡ *3 o. g « a .» § o *o
fi
o
‘C (C o n tin u a c ió n )
S o o -a
cr
*■« .. ifl en cí «J
w
•6 S -a « yw £ w «2 £
'C
S5 § £ w 2 re o 8 « .*2 s
Í - S JB c a u ►o c n= *o o * ° ü '£2 "s; %S es *w p = j¡P s '
- '8
O
a
3
rt
&} ^
w u . 'O r * y 4) i- **Ir S “ 5 . u .2, o O
:1 T23 ■ >§¡I !/> O S O
ñ £ 3 = “ 2 -S g-'O-
§ O o u U
O* N b < uw o
Q
* =< u3
tt!*e r W o E § p
2 15 !i 1w 1) W OJ
1 o a) Z Q
eJ U d '^
S u
¿3 •— PJ
C K 5
..
flt; U
o ■
re . ‘J o ¡2
O *3 .2 w §15 •O MS R 4J ü? y$ o
<
>
bO fiil o £ 2
o
I si É ~ Sí
■R -a
c ^ O
« j .2
S i- I* iü ’!: Q = >1 íí ü 1/1
\C '
•a
8 S|
o IC
Q
Q
B3
■oa-s-
13 •
o |~
KJ
ls2 -Eo ^w O s- / *D »Sí
O LO O
E “
2
S —A E J¡> 3 X ¡ Ü
Vt
E ,2 1 . E o :r n u OJ c
o t?
Z co
u
o u
Tabla 11.15.
Estándares primarios de agua potable en EE UU
Tü
o 'C
— CO £
(N)
u-
6
¿ a .§ o t5 Os CU
< ai
te Sí §3 •Ü ^ 6
664
in g e n ie r ía a m b ie n t a l
h •=
IÉ^
1
SS.SÍ5
f E eb **2 E
•=
t/)
O O XJ .O O
.n 2 o«
rt •~j ‘ c c 00 O h « O
.2 o r- s v
•o
; „o o T3
,
*o
ca 5
"O o u g
♦g
oy
*- * 5
E S t£2 C ¿3 ;
S
g .!
•a C to G rt c
2
i/T
,
g
ai *r
'• £
3as^! í
■a-g
5 . §
o
<=v
T3 .C 1 .5 O
c £u ,ü« ct>
2
S s
M.S 5 Sí'
“ 3 45 £ 1
J
3
ü
’X ñ bü3 o
5 -a a s
5 o
P-
e
-s
•S I
3*
O
¿5
N
üD
TRATAMIENTO DE A G U A S
11.10.
11.11.
11.12. 11.13. 11.14. 11.15.
11.16. 11.17.
11.18.
11.19.
11.20. 11.21. 11.22. 11.23.
665
Un coagulante alternativo a la alúm ina es e] sulfato férrico. E xplicar estequiom étricam ente el im p acto de añadir fé n ic o sobre el pH y la a l calinidad. Si un agua b ru ta tiene una alcalinidad de 80 mg/1 com o C a C 0 3, d eterm in ar la alcalin id ad final si se añaden 50 mg/1 sulfato fé rrico com o coagulante. S u p o n e r que el sulfato férrico tiene un 20 por 100 en p eso de Fe. D iseñar u n filtro lento de a re n a para tratar un caudal de agua de 20.000 ■m3/día. D im ensional' tam bién u n filtro rápido p o r gravedad para el m is mo caudal. Si se necesita el filtro com o am pliación de una planta de tratam iento urbana con e sc ase z de terreno, ¿q u e filtro recom endaría? E xplicar el proceso de co n tralav ad o en un filtro rápido de gravedad. ¿Con qu é frecuencia se lle v a a cabo? D iscutir la s ventajas y desventajas del uso de cloro com o desinfectante. E xplicar en detalle el proceso de desinfección UV. C alcular la cantidad de C l, y N H 3 necesaria p a ra desinfectar un caudal de 20.000 m 3/día con un resid u o libre de 1 mg/1 si la dosis de cloro es de 10 mg/1. E xplicar el proceso de cloración al «punto de ruptura». L a fluoración de los abastecim ientos de agua potable ya no se utiliza en m uchas p a rte s del mundo. E x p lic a r por qué su ced e esto, utilizando refe rencias p a ra apoyar sus com entarios.Un agua b ru ta contiene 2 2 0 mg/1 Ca, 65 mg/1 M g, 160 mg/1 H C O , y 180 mg/1 C 0 2, todos expresados com o C a C 0 3. D eterm inar la dosis para ablandam iento con cal necesaria sin elim inar el m agnesio. ¿Cuál será la dureza fin al? Si el agua del Problem a 11.18 se va a ab lan d a r hasta 100 mg/1 com o C a C 0 3 y n o debe contener m ás d e 35 mg/1 M g com o C a C 0 3> determ inar la dosis d e cal necesaria. R evisar el artículo «C hem ical producís and toxicological effects o f disinfection», de Benjam ín (1 986). Revisar- el artículo «S urface w ater supplies and heallh», de C ráun (1988). E xplicar el proceso de osm o sis inversa utilizando figuras para ayudar a su explicación. U na unidad de ablandam iento d e agua está h ech a de una zeolita sintética con una capacidad de 300 e q /m 3 y una velocidad de filtración de 5 1/s m 2, para ablandar agua con un caudal de 20 1/s y una dureza de 4 meq/1. L a profundidad del lecho es de 1,8 m y se alcanza un 75 p or 100 de la tasa de intercam bio antes del punto de ruptura. D eterm inar el diám etro del m edio y el v olum en de agua tratado antes de que se p recise regeneración.
REFERENCIAS Y LECTURAS DE AMPLIACIÓN American Society o f Civil Engineers (ASCE) (1969). Water Treatment Plant Desis'h American W ater W orks Association.