Autodepuración de ríos.pdf

AUTODEPURACIÓN DE CUERPOS DE AGUA E. Contreras

La calidad del agua de todo cuerpo de agua esta influenciada por el uso al que se lo someta, de tal modo que este uso irá degradándola. Los parámetros de calidad exigibles a cada tipo de cuerpo de agua (subterránea, continental, marítima, etc.) son variables, siendo distinto el comportamiento de cada cuerpo frente a la contaminación. Sin embargo, en todos los casos la naturaleza de los cauces tiende a eliminar las sustancias contaminantes por si misma. En particular, los ríos poseen índices de calidad que disminuyen con la proximidad a los núcleos de población, donde disminuirá su caudal y aumentarán los vertidos. El mayor foco de degradación es el conjunto de vertidos de aguas residuales (urbanas e industriales) sin depurar o con tratamiento deficiente. Generalmente, el agua de los tramos altos de los ríos es de buena calidad ya que no existen vertidos y su capacidad de autodepuración es alta debido a sus aguas rápidas y oxigenadas. Por el contrario, en los tramos bajos su calidad es mucho menor debido a la presencia de vertidos, tanto urbanos como industriales. Además, la capacidad de autodepuración es menor debido a la lentitud del río, la poca oxigenación de las aguas y el exceso de contaminantes. El término autodepuración de las aguas comprende un conjunto de fenómenos físicos, químicos y biológicos, que ocurren de modo natural en el curso del agua y que provocan la destrucción de los contaminantes (principalmente orgánicos) incorporados a un río. En este proceso, las bacterias aerobias son las principales responsables ya que oxidan la materia orgánica utilizando el oxígeno disuelto del agua. Además, hay que añadir las plantas acuáticas, que asimilan algunos componentes en forma de nutrientes, así como otros procesos fotoquímicos, diluciones, etc. La capacidad de autodepuración de un río depende principalmente de los siguientes aspectos: - el caudal, que permitirá diluir el vertido y facilitar su posterior degradación al disminuir su toxicidad, - la turbulencia del agua, que aportará oxígeno al medio favoreciendo la actividad microbiana y, - la naturaleza y tamaño del vertido. En este sentido, la presencia en el agua de altas concentraciones de contaminantes, tanto biodegradables o no biodegradables, inhibe la actividad bacteriana responsable principal de la autodepuración y queda una zona contaminada que resultará difícil recuperar si no es de forma lenta y/o artificialmente. Además muchos plaguicidas, fertilizantes, metales pesados, etc., no desaparecen de los ambientes acuáticos sino que se acumulan en el sedimento de ríos, se incorporan a las plantas y posteriormente ingrasan a las cadenas tróficas alterando el ecosistema circundante. En el caso de vertidos de sustancias biodegradables a un río, siempre existirá cierto grado de autodepuración. Aún así, la regeneración total de un río dependerá de la cantidad de contaminantes, la naturaleza de los contaminantes, el vertido esporádico o permanente de efluentes líquidos, la temperatura, la cantidad de oxígeno disuelto en el agua, y la capacidad de diluir los distintos contaminantes. En los mecanismos naturales de autodepuración de un río se distinguen cuatro zonas según su contaminación y fase de depuración (Fig. 1):

1

- Zona

de degradación próxima al vertido: desaparecen las formas de vida más delicadas (algunos

peces, algas) y aparecen otras más resistentes. El aspecto del agua es sucio, disminuye el contenido en oxígeno y aumenta la DQO. Comienza la degradación por parte de la flora microbiana. - En la

zona de descomposición activa aparecen aguas ennegrecidas, con espumas, y malolientes.

Existe una descomposición anaerobia que provoca un desprendimiento de gases. - La tercera

zona es la de recuperación. Reaparecen los vegetales y el agua se clarifica. Todo ello

debido a la presencia de oxigeno disuelto, que ayuda a degradar los compuestos contaminantes. - Por último, la

zona de aguas limpias, donde se dan las características físico-químicas y la

presencia de animales y vegetales acorde con la naturaleza del cauce.

Figura 1. Esquema de la autodepuración de un río

Modelo sencillo de autodepuración de un río En este modelo, el río sufre una descarga continua de un agua residual con un contaminante C. El contaminante es degradado aeróbicamente mediante algún tipo de bacterias; debido a este proceso, el oxígeno disuelto (OD) disminuye y, según sea el caso, puede llegar a agotarse. La concentración del contaminante en el punto de descarga (CPD) puede obtenerse a partir de un balance de materia para C:

CPD

=

C AR Q AR   Q AR + QR

(1)

donde CAR  es la concentración del contaminante en el agua residual, Q AR  es el caudal de agua residual que se vierte al río, y QR es el caudal del río aguas arriba del punto de descarga (nótese que en general se cumple que QAR  CPD y por lo tanto LAN < 0. En realidad esto significa que en ningún punto del río hay agotamiento del OD, por lo tanto, LAN = 0 y CAN = CPD. El punto LAN  es muy importante ya que divide dos condiciones muy diferentes del río. Para valores de L < LAN el OD = 0, es decir, el río tendrá condiciones anaeróbicas y la concentración del contaminante C disminuye según la ec.(10). Sin embargo, para L > LAN  el río tendrá condiciones aeróbicas y de esta manera se cumple la ec.(2); integrando teniendo en cuenta las nuevas condiciones se obtiene:

C = C AN exp

    A  Q + Q  (L −L AN ) R     AR

−K A 

 

(13)

y combinando con la ec.(7´):

Y K OD = ODS − O / C A C AN exp K La

    A  Q + Q  (L −L AN )   AR R  

−K A 

 

(14)

En resumen, las variaciones de C y OD en función de L pueden ser descriptas mediante las siguientes ecuaciones:

   K L a ODS   A  L para CPD − Y Q Q + O / C R     AR C=     A  (L L AN ) K A     Q AR QR   C AN exp para −

+

L ≤ L AN  

(15)

−

0  OD =  YO / C K A ODS − K a C AN exp  L

−K A

L > L AN

    A   (L −L AN ) + Q Q R     AR

para

L ≤ L AN

para

L > L AN

 

(16)

donde los valores de CAN y LAN pueden calcularse mediante las ecs.(11) y (12) respectivamente. En la Figura 2 se presentan dos ejemplos. El modelo estudiado es muy sencillo ya que no contempla, por ejemplo, que los microorganismos que utilizan el contaminante pueden multiplicarse; en realidad, las bacterias emplean la materia orgánica presente en el río justamente para crecer. Esto implica que mientras no haya limitación por oxígeno, a medida que se avanza aguas abajo, la constante de autodepuración (KA) aumenta debido a que hay mayor cantidad de bacterias. Además, en el modelo anterior se asumió que el OD estaba siempre en estado estacionario, esto determina el cambio abrupto de OD en el punto de descarga, el cual no es del todo realista. Existen modelos de mayor complejidad, los cuales tienen en cuenta estos y otros factores basados, por ejemplo, en la estequiometría y cinética asociada al consumo de contaminantes por parte de los microorganismos presentes (Henze y col., 1987; Orhon y Artan, 1994). Sin entrar en detalles, aplicando un modelo de este tipo se pueden obtener curvas como las mostradas en la Figura 3, las cuales se aproximan mejor al comportamiento mostrado en la Figura 1.

5

60

10

50

8

      ) 40       O       Q       D 30     m     p     p 20       (       C

      ) 6     m     p     p       (       D 4       O

2

10

0

0 -3000

0

3000

6000

9000

12000

15000

-3000

0

3000

L(m)

6000

9000

12000

15000

L(m)

Figura 2. Variación de la concentración de contaminante (C) y oxígeno disuelto (OD) en función de la 2

distancia (L) desde el punto de descarga. Se emplearon los siguientes coeficientes: A = 60 m , QR = 3

-1

-1

3

10000 m  /h, ODS = 8 ppm, KLa = 0.1 h , KA = 0.1 h , YO/C = 0.5, QAR = 200 m  /h, CAR = 300 (linea discontinua) y 3000 (linea continua) ppm.

70

10

60

8

50       ) 6     m     p     p       (       D 4       O

      ) 40     m     p     p 30       (       C

20

2 10 0

0 0

5000

10000

15000

20000

0

L(m)

5000

10000

15000

20000

L(m)

Figura 3. Variación de la concentración de contaminante (C) y oxígeno disuelto (OD) en función de la distancia (L) desde el punto de descarga calculados mediante un modelo de mayor complejidad 2

(Orhon y Artan, 1994) que el tratado en el presente texto. Condiciones de corrida: A = 60 m , QR = 3

-1

3

10000 m  /h, ODS = 8 ppm, KLa = 0.1 h , QAR = 200 m  /h, CAR = 300 (linea discontinua) y 3000 (linea continua) ppm.

En la actualidad, los modelos más completos pueden representar no sólo un río de forma lineal, sino una cuenca hidrográfica (Fig. 4). Por ejemplo, desde la página de la Agencia de Protección Ambiental de los EEUU (USEPA) se puede descargar el software QUAL2K con su manual detallado de instrucciones para el usuario. Este programa permite describir la topología de la cuenca y tiene en cuenta descargas y tomas puntuales y dispersas, pendientes y rugosidades del río, degradación de DBO, nitrificación/desnitrificación, comportamiento del oxígeno disuelto en relación

6

con la degradación de compuestos, temperatura del río (Fig. 5), presencia de saltos y cascadas (Fig. 6), intercambio de contaminantes con el sedimento y presencia de algas (Fig. 7), entre otros.

HW#1 1

HW#2 6

2

7   i  b    T  r

 2

8

T    r  i    b   1  

12

11

10

HW#3 9

HW#4

22

3 4 13 5 14 15 16

T    r  i    b   3   

23

24

17 18 19

  m   e    t   s   n    i   a    M

20 21

25 26 27 28 29

(a) A river with tributaries

(b) Q2K reach representation

Figura 4. Representación de un río y sus tributarios en el modelo QUAL2K

non-radiation terms

radiation terms

air-water interface solar shortwave radiation

atmospheric longwave radiation

water longwave radiation

net absorbed radiation

conduction and convection

evaporation and condensation

water-dependent terms

Figura 5. Componentes del intercambio de calor por la superficie del río

(a ) Side

(b ) Cross-section  Bw  H  d 

 H i  H w

 H  h  H i

 H w

 H i+1 elev2i

elev2i elev1i+1

elev1i+1

Figura 6. Modelado de saltos y cascadas en QUAL2K

7

mass load

atmospheric transfer

inflow

mass withdrawal

outflow

i

dispersion

dispersion

bottom algae

sediments

Figura 7. Balance de materia en un segmento i del río

Referencias ASCE (2009) Measurement of Oxygen Transfer in Clean Water, ASCE/EWRI 2-06. American Society of Civil Engineers. Contreras E.M. (2008) Stoichiometry of sulfite oxidation by oxygen during the determination of the volumetric mass transfer coefficient. Ind. Eng. Chem. Research 47(23), 9709-9714. Henze M., Grady Jr. C.P.L., Gujer W., Marais G.vR. y Matsuo T. (1987) Activated sludge model No. 1 . IAWPRC Scientific and Technical Reports No. 1, IAWQ London. Orhon D. y Artan N. (1994) Modelling of activated sludge systems.  Technomic Publishing Company, Inc., USA. Ramalho R.S. (1993) Tratamiento de aguas residuales.  Ed. Reverté, S.A, Barcelona. USEPA. QUAL2K: a modelling framework for simulating river and stream water quality. De http://www.epa.gov/ATHENS/wwqtsc/html/qual2k.html

8