6. maricarmen osnaya ruiz
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UNIVERSIDAD DE LA SIERRA JUÁREZ
“PROPUESTA DE DISEÑO DE UN HUMEDAL ARTIFICIAL PARA
EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES EN LA UNIVERSIDAD DE LA SIERRA JUÁREZ”
TESIS
PARA OBTENER EL TÍTULO DE:
LICENCIADO EN CIENCIAS AMBIENTALES
PRESENTA:
MARICARMEN OSNAYA RUIZ
DIRECTOR DE TÉSIS:
DR. LEONARDO VÁSQUEZ GONZÁLEZ
Ixtlán de Juárez, Oaxaca Febrero de 2012
AGRADECIMIENTOS
la Universidad de la Sierra Juárez, por darme la oportunidad de realizar mi
formación profesional dentro de sus aulas, permitiendo así mi superación
académica y personal.
mi director de tesis Dr. Leonardo Vásquez Gonzáles, por su apoyo en la
realización de este trabajo, por su paciencia y tolerancia.
la M.C. Elizabeth González Terreros, por sus observaciones y
recomendaciones para este trabajo.
l M.I.A. Miguel Ángel Curiel Olivera, por sus observaciones y
recomendaciones para este trabajo y por su apoyo en la digitalización del
diseño propuesto.
l M.C. Oscar F. Mijangos Ricardez, por sus observaciones y
recomendaciones para este trabajo.
todos mis profesores, que durante mi estancia en la universidad me
brindaron valiosos conocimientos que ayudaron a fortalecer mi formación
profesional. Por su apoyo y dedicación.
A
A
A
A
A
A
DEDICATORIA
A mi madre, Zoila, por todo su amor y
apoyo incondicional.
A mis abuelos, María y Anacleto, por ser
mis padres, por cuidarme y hacer
de mí la persona que soy.
A mi hermana, Tere, por ser como es y
permitirme ver el mundo de
una forma diferente.
A mis amigos, por los momentos compartidos,
por las lecciones aprendidas
y también por las que no.
INDICE
Pág.
ÍNDICE DE FIGURAS…………………………………..................................... viii
ÍNDICE DE TABLAS……………………………………………………………… x
RESUMEN………………………………………………………………………… xii
ABSTRACT………………………………………………………………………... xiii
1. INTRODUCCIÓN………………………………………….……………… 1
2. JUSTIFICACIÓN………………………………………………………….. 4
3. OBJETIVOS…………………………………………………………….…. 7
3.1 Objetivo General……………………………………………………… 7
3.2 Objetivos específicos………………………………………………… 7
4. SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES………... 8
4.1 Tratamiento preliminar………………………………………………. 8
4.1.1 Rejas y cribas de barra………………………………………. 9
4.1.2 Tamices o cribas de malla fina……………………………… 12
4.1.3 Desmenuzadores……………………………………………... 14
4.1.4 Desarenadores………………………………………………... 15
4.1.5 Separadores de grasas y aceites…………………………… 16
4.2 Tratamiento primario…………………………………………………. 20
4.2.1 Tanques sépticos…………………………………………….. 20
4.2.2 Tanques de doble acción (Imhoff)………………………….. 22
4.2.3 Tanques clarificadores………………………………………. 23
4.3 Tratamiento secundario…………………………………………….. 27
4.3.1 Lodos activados………………………………………………. 29
4.3.2 Lagunas de estabilización (de oxidación)………………….. 30
4.3.3 Filtros percoladores…………………………………………... 35
4.3.4 Biotorres……………………………………………………….. 38
4.3.5 Biodiscos………………………………………………………. 39
4.4 Tratamiento terciario…………………………………………………. 40
4.4.1 Adsorción en carbón activado………………………………. 41
4.4.2 Intercambio iónico…………………………………………….. 42
4.4.3 Osmosis inversa………………………………………………. 43
4.4.4 Electrodiálisis………………………………………………….. 44
4.4.5 Oxidación química……………………………………………. 45
4.4.6 Proceso Sonozone…………………………………………… 46
5. HUMEDALES ARTIFICIALES…………………………………………… 47
5.1 Antecedentes…………………………………………………………. 47
5.2 Generalidades………………………………………………………… 50
5.3 Tipos de humedales artificiales……………………………………... 53
5.3.1 Humedal superficial de flujo libre (FWS)…………………… 53
5.3.2 Humedal de flujo subsuperficial (SSF)……………………... 55
5.4 Elementos de un humedal artificial…………………………………. 58
5.4.1 Agua……………………………………………………………. 58
5.4.2 Substratos, sedimentos y restos de vegetación…………... 59
5.4.3 Vegetación…………………………………………………….. 60
5.4.4 Microorganismos……………………………………………… 61
5.5 Mecanismos y rendimientos en la eliminación de
contaminantes………………………………………………………... 62
5.5.1 Remoción de DBO……………………………………………. 64
5.5.2 Remoción de sólidos suspendidos…………………………. 65
5.5.3 Remoción de nitrógeno………………………………………. 65
5.5.4 Remoción de fósforo…………………………………………. 67
5.5.5 Remoción de metales………………………………………… 68
5.5.6 Remoción de patógenos……………………………………... 68
5.5.7 Tratamiento preliminar……………………………………….. 69
5.6 Consideraciones de construcción………………………………….. 69
5.6.1 Impermeabilización…………………………………………… 69
5.6.2 Medio granular………………………………………………… 70
5.6.3 Vegetación…………………………………………………….. 70
5.6.4 Estructuras de entrada y salida……………………………... 73
5.7 Consideraciones ambientales y de salud pública………………… 73
5.8 Consideraciones para la selección del sitio……………………….. 75
5.8.1 Topografía……………………………………………………... 75
5.8.2 Uso actual y acceso al terreno……………………………… 76
5.8.3 Permeabilidad del suelo……………………………………... 76
5.8.4 Recursos ambientales……………………………………….. 77
5.9 Operación, mantenimiento y monitoreo……………………………. 77
6. MODELOS DE DISEÑO PARA HUMEDALES ARTIFICIALES……… 79
6.1 Modelo general de diseño…………………………………………… 79
6.2 Diseño hidráulico……………………………………………………... 80
6.2.1 Humedales de flujo libre……………………………………... 81
6.2.2 Humedales de flujo subsuperficial………………………….. 84
6.3 Aspectos térmicos…………………………………………………… 89
6.3.1 Humedales de flujo subsuperficial…………………………. 89
6.3.2 Humedales de flujo libre…………………………………….. 93
6.3.2.1 Parte 1: Humedal FWS antes de la formación del
hielo…………………………………………………….. 94
6.3.2.2 Parte 2: humedal FWS, con flujo bajo una capa de
hielo…………………………………………………….. 95
6.3.2.3 Parte 3: Humedal FWS, espesor del hielo
formado……………………………………………….. 96
6.4 Modelo de diseño para remoción de DBO………………………… 98
6.4.1 Humedales de flujo libre……………………………………... 98
6.4.2 Humedales de flujo subsuperficial………………………….. 101
6.5 Modelo de diseño para remoción de sólidos suspendidos
totales………………………………………………………………… 102
6.6 Modelo de diseño para remoción de nitrógeno………………….. 103
6.6.1 Humedales de flujo libre……………………………………... 104
6.6.1.1 Nitrificación……………………………………………. 104
6.6.1.2 Desnitrificación………………………………………... 107
6.6.1.3 Nitrógeno Total………………………………………… 109
6.6.2 Humedales de flujo subsuperficial………………………….. 110
6.6.2.1 Nitrificación……………………………………………. 111
6.6.2.2 Desnitrificación………………………………………... 114
6.6.2.3 Nitrógeno total………………………………………… 115
6.7 Modelo de diseño para remoción de fósforo………………………. 116
7. METODOLOGÍA………………………………………………………….. 118
7.1 Descripción del sitio………………………………………………….. 118
7.2 Proyección de la población………………………………………….. 118
7.3 Medición y cálculo de caudal……………………………………….. 119
7.4 Caracterización de las aguas residuales………………………….. 120
7.5 Diseño del sistema de humedal artificial…………………………... 123
7.6 Selección de la vegetación a implementar en el sistema………... 129
8. RESULTADOS…………………………………………………………….. 130
8.1 Descripción del sitio………………………………………………….. 130
8.2 Proyección de la población………………………………………….. 135
8.3 Medición y cálculo de caudal……………………………………….. 139
8.4 Caracterización de las aguas residuales…………………………... 149
8.5 Diseño del sistema de humedal artificial…………………………... 151
8.6 Selección de la vegetación a implementar en el sistema………... 160
9. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES.…………………………. 162
10. BIBLIOGRAFÍA…………………………………………………………… 164
11. ANEXOS…………………………………………………………………… 175
viii
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura Pág.
Figura 4.1 Reja de limpieza manual………………………………………... 9
Figura 4.2 Rejas de limpieza mecánica que emplean cadenas…………. 10
Figura 4.3 Rejas de barras de limpieza mediante movimientos
oscilatorios………………………………………………….......... 11
Figura 4.4 Rejas de limpieza catenaria…………………………………..... 11
Figura 4.5 Rejas de limpieza mecánica mediante cables……………….. 12
Figura 4.6 Tamiz rotativo de bandeja……………………………………..... 14
Figura 4.7 Tamiz de disco…………………………………………………… 14
Figura 4.8 Tamiz de tambor rotatorio de paso simple…………………..... 14
Figura 4.9 Tamiz de tambor rotatorio de paso doble……………………... 14
Figura 4.10 Planta y corte longitudinal de un desarenador……………….. 16
Figura 4.11 Esquema de un separador API………………………………… 17
Figura 4.12 Trampa de grasa…………………………………………………. 18
Figura 4.13 Esquema de un separador de placas………………………..... 19
Figura 4.14 Sección transversal de un tanque séptico de dos
compartimientos………………………………………………..... 22
Figura 4.15 Tanque Imhoff………………………………………………….... 23
Figura 4.16 Clarificador de flujo ascendente con manto de lodos………. 25
Figura 4.17 a) Floculador hidráulico con manto de lodos, b) Floculador
mecánico con manto de lodos………………………………..... 25
Figura 4.18 Floculador Hidráulico de medio poroso……………………….. 26
Figura 4.19 Floculador mecánico de turbina………………………………... 27
Figura 4.20 Esquema de un sistema de lodos activados………………..... 30
Figura 4.21 Sistema de lagunas en serie…………………………………… 31
Figura 4.22 Proceso biológico en una laguna facultativa………………..... 32
Figura 4.23 Sección trasversal de un filtro percolador…………………….. 35
Figura 4.24 Diagrama de proceso en un filtro percolador………………… 37
Figura 4.25 Sistema de Biotorre……………………………………………… 38
ix
Figura 4.26 Sección transversal y sistema de tratamiento con
biodiscos…………………………………………………………. 40
Figura 4.27 Columnas que contienen carbón activado……………………. 41
Figura 4.28 Intercambio iónico……………………………………………….. 42
Figura 4.29 Principio de la osmosis inversa………………………………… 43
Figura 4.30 Aparato de electrodiálisis……………………………………….. 44
Figura 4.31 Clasificación de procesos de oxidación……………………….. 45
Figura 5.1 Humedal superficial de flujo libre………………………………. 54
Figura 5.2 Humedal de flujo subsuperficial………………………………... 56
Figura 5.3 Humedal SSF con flujo horizontal……………………………… 57
Figura 5.4 Humedal SSF con flujo vertical………………………………… 58
Figura 5.5 Plantas acuáticas comunes…………………………………….. 61
Figura 5.6 Procesos de depuración de los humedales artificiales……… 64
Figura 5.7 Typha spp………………………………………………………… 71
Figura 5.8 Scirpus spp……………………………………………………….. 72
Figura 5.9 Phragmites spp.………………………………………………….. 72
Figura 8.1 Gráfica del incremento anual de la población de la UNSIJ.... 131
Figura 8.2 Croquis de macro-localización de Ixtlán de Juárez…………. 132
Figura 8.3 Vertedero instalado en el Punto 1……………………………… 140
Figura 8.4 Vertedero instalado en el Punto 2……………………………… 140
Figura 8.5 Gráfica que muestra la variación de caudal en los puntos 1
y 2 durante el periodo de muestreo……………………………. 142
Figura 8.6 Typha spp………………………………………………………… 160
Figura 8.7 Phragmites spp.………………………………………………….. 160
x
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla Pág.
Tabla 5.1 Procesos naturales en un humedal artificial……………………... 51
Tabla 5.2 Ventajas y desventajas del sistema de humedales
artificiales…………………………………………………………….. 53
Tabla 5.3 Ventajas y desventajas de un sistema de humedal
FWS………………………………………………………………….. 54
Tabla 5.4 Ventajas y desventajas de un sistema de humedal SSF……… 56
Tabla 5.5 Principales mecanismos de remoción y trasformación de los
contaminantes en humedales……………………………………... 63
Tabla 5.6 Contaminantes y tema de interés…………………………………. 74
Tabla 6.1 Características típicas de los medios para humedales
SFS….………………………………………………………………. 88
Tabla 6.2 Conductividad térmica de los componentes de un humedal
SFS…………………………………………………………………… 92
Tabla 7.1 Comparación de requerimientos de los sistemas de
tratamiento (1)………………………………………………………. 125
Tabla 7.2 Comparación de requerimientos de los sistemas de
tratamiento (2)………………………………………………………. 126
Tabla 7.3 Comparación de rendimientos en sistemas de tratamiento……. 127
Tabla 8.1 Evolución de la población de la UNSIJ…………………………… 131
Tabla 8.2 Cálculo del incremento en % dela población de la UNSIJ para
el periodo 2005-2010……………………………………………….. 136
Tabla 8.3 Cálculo de la población de la UNSIJ por el método de interés
compuesto…………………………………………………………… 138
Tabla 8.4 Población futura estimada para el año 2020…………………….. 139
Tabla 8.5 Alturas medidas y gastos calculados para el punto 1………….. 141
Tabla 8.6 Alturas medidas y gastos calculados para el punto 2…………... 142
Tabla 8.7 Gastos de agua residual por puntos y total……………………… 143
Tabla 8.8 Aportación de agua residual/habitante/día………………………. 143
xi
Tabla 8.9 Gastos de agua residual para la población proyectada
(2020)………………………………………………………………… 144
Tabla 8.10 Consumo en usos públicos………………………………………… 144
Tabla 8.11 Gastos de agua residual por los dos métodos de cálculo……… 148
Tabla 8.12 Caracterización de las aguas residuales de la UNSIJ………….. 150
Tabla 8.13 Relaciones típicas entre DBO5, DQO y COT……………………. 151
Tabla 8.14 Valores determinados vs NOM-001-SEMARNAT-1996………... 151
Tabla 8.15 Datos para el diseño del humedal………………………………… 152
Tabla 8.16 Dimensiones del humedal SSF para tres diseños
diferentes………………………………………………………….... 159
xii
RESUMEN
Las tecnologías de tratamiento de aguas son un conjunto de operaciones unitarias
de tipo físico, químico o biológico, cuya finalidad es la eliminación o reducción de
la contaminación. Los tratamientos de aguas son muy variados según el tipo de
contaminación. La aplicación de la cantidad de procesos y operaciones depende
del agua que se va a tratar y de la calidad del agua que se quiera obtener, de los
usos a que se destinará o la normatividad a cumplir en un caso específico. La
Universidad de la Sierra Juárez (UNSIJ) se creó en abril de 2005, en el 2011, a
seis años de su creación, el tratamiento de sus aguas residuales sigue siendo por
medio de fosas sépticas; sin embargo, debido al crecimiento de la población
estudiantil el flujo y la carga orgánica de las aguas residuales aumentarán. Esta
propuesta tiene como objetivo diseñar un humedal artificial como sistema de
tratamiento de las aguas residuales de la institución. Mediante la instalación de
vertederos se realizó el aforo del caudal de las aguas residuales en los principales
puntos de descarga. Se llevaron a cabo análisis físico-químicos para la
determinación de los parámetros necesarios en el diseño del sistema. Mediante
datos anuales de la población de la UNSIJ en el periodo 2002-2010, se realizó la
proyección de la población a 10 años en base al periodo de diseño establecido.
Habiendo concretado los datos necesarios, se procedió al diseño del humedal
artificial por los métodos descritos en este trabajo. Se realizaron tres diseños
diferentes de los cuales, tomando en cuenta las ventajas y desventajas de cada
uno de ellos así como las características del sitio, se eligió el más conveniente.
Palabras clave: humedal artificial, tratamiento, aguas residuales, diseño.
xiii
ABSTRACT
The water treatment technologies are a set of unit operations of physical, chemical
or biological which aims at eliminating or reducing pollution. The water treatment is
varied depending on the type of contamination. The application of the number of
processes and operations depends on water to be treated and the water quality to
be obtained, the uses to be used or regulation to perform in a specific case. The
University of the Sierra Juárez (UNSIJ) was established in April 2005, in 2011, six
years after its creation, the treatment of wastewater is still using septic tanks,
however, due to population growth student flow and organic load of wastewater
increase. This proposal aims to design an artificial wetland treatment system for
wastewater from the facility. With the installation of landfill capacity was made of
the flow of sewage in the main discharge points. Were carried out physico-
chemical analysis for the determination of the parameters in the system design.
Using annual data UNSIJ population in the period 2002-2010, we performed a
screening of the population 10 years based on the established design period.
Having finalized the necessary data, we proceeded to design artificial wetland by
the methods described in this paper. There were three different designs of which,
taking into account the advantages and disadvantages of each of them as well as
site characteristics, we chose the most convenient.
Key words: artificial wetland, treatment, wastewater, design.
1
1. INTRODUCCIÓN
El agua ha sido, desde su formación, un elemento indispensable para los seres
vivos, fuente y sustento de vida, base del desarrollo de muchas de las actividades
más importantes para el ser humano, ya que de todas las especies que habitan el
planeta, el hombre es el mayor consumidor de este recurso.
A medida que la población humana ha ido en aumento, la demanda y uso de este
recurso se ha vuelto desordenada e insostenible. Aunque la cantidad de agua
existente ha sido la misma desde su origen, el que sea destinada a múltiples
actividades trae como consecuencia su contaminación con diversas sustancias, lo
que provoca la pérdida de gran parte de las propiedades que la hacían utilizable;
es por esto que la cantidad de agua disponible para consumo va en disminución. A
estas aguas desechadas se les denomina aguas residuales.
Las aguas residuales se definen como aguas de composición variada
provenientes de las descargas de usos municipales, industriales, comerciales, de
servicios, agrícolas, pecuarios, domésticos, incluyendo fraccionamientos y en
general, de cualquier otro uso, así como la mezcla de ellas (Rodríguez-Monroy y
Duran de Bazúa 2006, citado por Romero, et al, 2009).
La importancia de este recurso y la problemática derivada de su mal manejo, han
hecho necesaria la implementación de diversas técnicas para el tratamiento del
agua residual, con la finalidad de hacerla reutilizable en ciertas actividades, ya que
no tiene por qué ser calificada como un desecho totalmente inutilizable.
Las aguas residuales se deben considerar como una materia prima que contiene
una serie de productos útiles, como el agua, la materia orgánica, algunas sales y
otros productos perjudiciales. Se trata de separar estos últimos y aprovechar los
demás en beneficio de la aplicación que se juzgue más útil en cada caso
(Seoánez, 2001).
La gestión racional de las aguas residuales tiene una triple vertiente: Por una
parte, se pueden tratar de aprovechar las posibilidades de aplicaciones de ciertas
formas de energía, como utilizar la materia orgánica presente, con los
correspondientes beneficios; por otra parte se intenta desarrollar sistemas de
2
tratamiento y depuración de las aguas usadas a bajo costo y de relativamente
sencilla aplicación; y finalmente, se busca aprovechar aguas, independientemente
de su calidad, que de otro modo, a pesar de que contiene cierta energía
acumulada, seria vertida, y no reutilizada, directamente a causes de agua o
tratada en estaciones depuradoras convencionales, perdiéndose así una etapa de
posible uso en riegos de zonas agrícolas o forestales. (Seoánez y Seoánez, 2005).
La tendencia desde los años 70 en la construcción de instalaciones de depuración
de aguas contaminadas para áreas metropolitanas ha sido hacia alternativas de
“hormigón y acero“, es decir, tratamientos convencionales (fangos activos,
biodiscos, etc.). Con la adversidad de los altos precios de la energía y de la mano
de obra, estos sistemas han llegado a generar costos significativos para las
comunidades que operan con ellos. Para pequeñas comunidades en particular,
estos costos representan un gran porcentaje de su presupuesto para el
tratamiento de sus aguas contaminadas. De manera que procesos que requieren
menor consumo de energía y menores costos de mano de obra, se están
convirtiendo en atractivas alternativas para estas comunidades (Mena, n/d.).
La investigación en el campo del tratamiento de agua residual urbana mediante
tecnologías no convencionales, ha desembocado en el diseño, construcción y
puesta en marcha de diversos sistemas de tratamiento basados en la combinación
de las diferentes etapas de las que se constituye una hidroserie vegetal natural
(Radoux, 1989, citado por Cortijo, et al, 2004).
Los sistemas basados en los mecanismos de depuración existentes en la
naturaleza son denominados por esta causa “sistemas de tratamiento naturales”.
Entre estos sistemas, se encuentran las lagunas de oxidación, los filtros verdes,
los humedales naturales y artificiales, etc. Todos estos no son más que
ecosistemas en los que juegan un papel importante la combinación de procesos
físicos, químicos y biológicos que permiten la eliminación de las cantidades
excesivas de nutrientes esenciales, materia orgánica, trazas de metales pesados y
agentes patógenos, así como procesos de sedimentación, absorción, foto
oxidación y la fotosíntesis, que contribuyen, en conjunto a su acción depuradora
(Mena, n/d.).
3
Entre las distintas Tecnologías no Convencionales existentes, los Humedales
Artificiales son los que están experimentando un mayor grado de desarrollo e
implantación, resultando una opción a tener en cuenta a la hora de obtener un
agua con una buena calidad, debido principalmente a su elevada eficiencia en la
reducción de materia orgánica, nutrientes y patógenos, reduciéndose los posibles
efectos adversos de los vertidos sobre los medios receptores (Martín, Salas y R.
Pidre, 2005).
El tratamiento de las aguas residuales es una cuestión prioritaria a nivel mundial,
ya que es importante disponer de agua de calidad y en cantidad suficiente, lo que
permitirá una mejora del ambiente, la salud y la calidad de vida. En México, debido
a la insuficiente infraestructura, los altos costos, la falta de mantenimiento y de
personal capacitado, sólo 36 % de las aguas residuales generadas reciben
tratamiento, lo cual crea la necesidad de desarrollar tecnologías para su
depuración (Romero, et al, 2009).
El gobierno federal prioriza la construcción de plantas de tratamiento de aguas
residuales que mejoren la calidad del agua descargada para su utilización en
actividades distintas al consumo humano o para su descarga en condiciones que
no alteren el equilibrio ecológico de los cuerpos de agua (Marín, et al, 2006).
En este trabajo, se pretende diseñar un humedal artificial para el tratamiento de
las aguas residuales de la Universidad de la Sierra Juárez, institución ubicada en
Ixtlán de Juárez, Oaxaca.
4
2. JUSTIFICACIÓN
La importancia de la calidad del agua ha tenido un lento desarrollo, un ejemplo de
ello es que, hasta finales del siglo XIX no se reconocía el agua como origen de
numerosas enfermedades infecciosas (Zambrano, Saltos y Villamar, 2004). El
vertimiento de aguas residuales al medio ambiente sin ningún tipo de tratamiento
previo, trae como consecuencia que la disponibilidad de este recurso se haga
cada vez menor, agotando las fuentes de suministro. Este tipo de descargas
también provocan la contaminación de los ecosistemas en donde se depositan,
afectando a las formas de vida que en ellos habitan (incluido el ser humano), así
como al suelo, agua y aire.
Estos factores han hecho necesario el desarrollo e implementación de sistemas de
tratamiento, con la finalidad de mejorar la calidad de vida de la población mundial,
así como contribuir a la disminución del deterioro ambiental.
La Universidad de la Sierra Juárez (UNSIJ), es una institución de educación
superior comprometida con el medio ambiente y con la sociedad. Desde su
fundación, cuatro años atrás, la descarga de las aguas residuales se ha dado
solamente por un tratamiento primario de sedimentación de sólidos.
Por esta razón, se desea implementar un sistema de tratamiento que permita
cumplir con los parámetros establecidos en la NOM-001-SEMARNAT-1996
(México) en materia de los límites máximos permisibles de descarga de las aguas
residuales a cuerpos de agua. También se espera que el agua obtenida después
del tratamiento sea de suficiente calidad para poder ser usada en distintas
actividades de la institución (jardinería).
El sistema a implementar será un humedal artificial. La EPA (1988) define a los
humedales construidos como sistemas complejos e integrados en los que tienen
lugar interacciones entre el agua, plantas, animales, microorganismos, energía
solar, suelo y aire; con el propósito de mejorar la calidad del agua residual y
proveer un mejoramiento ambiental.
Los humedales artificiales son una tecnología válida para depurar aguas
residuales, como tratamiento secundario o terciario, sobre todo para pequeñas o
5
medianas comunidades, con bajo costo de construcción y mantenimiento (Lahora,
n/d.). La comunidad universitaria de la Universidad de la Sierra Juárez puede ser
considerada como una pequeña comunidad, en este aspecto el requerimiento está
cumplido.
Las aguas residuales de la institución están conformadas principalmente por
aguas fecales, aguas residuales alimenticias y en menor grado por aguas
provenientes de los laboratorios de análisis ambiental. Se sabe que las
aplicaciones de los humedales artificiales son variadas e incluyen tratamiento de
aguas residuales municipales, industriales y agrícolas (Silva y Zamora, 2005), por
lo que se considera que este sistema no será deficiente en el tratamiento de las
aguas servidas de la institución.
Entre las ventajas de este sistema se encuentra el bajo costo de instalación y
mantenimiento, comparado con sistemas físicos, químicos y biológicos
convencionales. Los humedales artificiales correctamente diseñados y construidos
pueden depurar las aguas municipales, industriales y las de lluvia y son
especialmente eficaces en la eliminación de contaminantes del agua, como son
sólidos suspendidos, nitrógeno, fósforo, hidrocarburos y metales. Son una
tecnología efectiva y segura para el tratamiento y recirculación del agua si se
mantienen y operan adecuadamente (Romero, et al, 2009).
Por sus características, los humedales implican costos iníciales competitivos de
construcción y bajos costos de operación y mantenimiento, ya que no requieren
bombeos, aplicación de químicos o la utilización de equipo sofisticado. De igual
manera requieren poco personal y no especializado, para su operación y
conservación (Marín, Sánchez, Rodríguez y Hurtado, 2005).
Además de la depuración de aguas residuales, los humedales ofrecen beneficios
ambientales agregados como son: mejora de la calidad ambiental, crean y
restauran nichos ecológicos, generan mejoramientos paisajísticos, son fuente de
agua en procesos de reutilización de aguas residuales para riego y aportan
ventajas en otras actividades de carácter lúdico y económico (Arias y Brix, 2003).
6
Con la construcción de este sistema, la Universidad de la Sierra Juárez reforzará
su actitud de compromiso con el medio ambiente, además de proporcionar a sus
alumnos y trabajadores un entorno saludable y agradable.
7
3. OBJETIVOS
3.1 Objetivo General
Diseñar un sistema de Humedal artificial para el tratamiento de las aguas
residuales generadas en la Universidad de la Sierra Juárez y así reforzar el
compromiso que esta institución tiene hacia el medio ambiente y la sociedad.
3.2 Objetivos Específicos
Estimar el volumen de agua residual generado por la institución.
Estimar los parámetros físicos, químicos y biológicos de las aguas
residuales de la institución.
Diseñar cada uno de los componentes físicos del sistema de tratamiento
8
4. SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
Se puede definir al tratamiento de aguas residuales como el conjunto de recursos
por medio de los cuales es posible verificar las etapas de depuración de un flujo
de agua, dentro de un área limitada y bajo condiciones controladas (Bolaños,
2006).
A lo largo del tiempo, el hombre ha desarrollado diferentes métodos para tratar las
aguas residuales, estos métodos de tratamiento se diseñan dependiendo de las
características del agua residual y de la calidad deseada del efluente. Los
métodos de tratamiento de aguas residuales intentan reproducir los procesos de
autodepuración que tienen lugar en cualquier masa de agua en la naturaleza,
aunque se diseñan para acelerar estos mecanismos (Piédrola, 2000).
El objetivo del tratamiento de las aguas residuales es la remoción de sustancias
contaminantes a fin de evitar efectos negativos en la calidad de los sistemas
ambientales receptores y para lograr que la calidad del agua sea la adecuada para
las necesidades de uso posteriores (Cortina y Márquez, 2008).
La naturaleza de los efluentes producidos en una planta de tratamiento de aguas
residuales depende de la cantidad y calidad de las aguas que llegan a la planta y
del tipo de tratamiento al que son sometidas (Mendiguchía, 2005).
Las etapas que constituyen un sistema de tratamiento de aguas residuales se
pueden clasificar de manera general en: tratamiento preliminar, tratamiento
primario, tratamiento secundario y tratamiento terciario (Bolaños, 2006).
4.1 Tratamiento preliminar
Básicamente, el pretratamiento o tratamiento preliminar, consiste en separar los
constituyentes de las aguas residuales que puedan dañar o interferir el adecuado
funcionamiento de los procesos posteriores o dañar el equipo de bombeo (Cortina
y Márquez, 2008).
Los dispositivos de esta etapa, separan los sólidos mayores o flotantes, eliminan
los sólidos inorgánicos pesados y las cantidades excesivas de aceites y grasas, lo
cual facilita los procesos subsecuentes de tratamiento (Bolaños, 2006).
9
Los dispositivos generalmente empleados en los tratamientos preliminares son los
siguientes (Seoánez, 2001):
Rejas y cribas de barra.
Tamices o cribas de malla fina.
Desmenuzadores (trituradores).
Desarenadores.
Separadores de grasas y aceites.
4.1.1 Rejas y cribas de barra
Tienen como finalidad la retención de sólidos muy gruesos y están constituidas por
barras metálicas con separación entre sí de 20 a 60 mm; se instalan con gran
inclinación (45 a 60° según la vertical) y disponen de bypass para evitar
inundaciones debido a las obstrucciones. La limpieza de las barras puede ser
automática o manual (Seoánez, 2001).
Rejas de limpieza manual: Las rejas de limpieza manual generalmente se usan
en pequeñas instalaciones de tratamiento. Son poco utilizadas en el
pretratamientos debido a que la tendencia es reducir la mano de obra; además, los
sistemas mecánicos ofrecen mejores ventajas en lo que se refiere a disminuir los
rebosamientos que se producen por el atascamiento. (Cortina y Márquez, 2008).
En la Figura 4.1 se tiene el diagrama de una reja de limpieza manual.
Figura 4.1. Reja de limpieza manual (Cortina y Márquez, 2008).
10
Rejas de limpieza automática: Las rejas de limpieza mecánica, son
manufacturadas por empresas especializadas. Este tipo de rejas tienen una
pendiente de 60° respecto a la vertical, puesto que de esta forma el rastrillo de su
que se desliza sobre las barras disminuye la posibilidad de obstrucción (Cortina y
Márquez, 2008).
Las rejas de limpieza mecánica se dividen en cuatro tipologías principales: las
rejas de funcionamiento mediante cadenas, rejas de movimiento oscilatorio, rejas
catenarias y rejas accionadas mediante cables.
En general, las rejas de limpieza mecánica que emplean cadenas (Figura 4.2) se
suelen utilizar en redes de alcantarillado de tipo separativo ya que son más
modernas y eficientes en la retención de sólidos (Hammeken y Romero, 2005).
Figura 4.2. Rejas de limpieza mecánica que emplean cadenas (Hammeken y Romero, 2005).
En las rejas de barras de limpieza mediante movimientos oscilatorios (Figura 4.3)
el rastrillo se desplaza hasta la parte inferior de la reja, se coloca entre las barras y
asciende arrastrando las basuras hasta la parte superior, lugar de donde son
extraídas (Hammeken y Romero, 2005).
11
Figura 4.3. Rejas de barras de limpieza mediante movimientos oscilatorios (Hammeken y
Romero, 2005).
En las rejas de limpieza catenaria (Figura 4.4) el rastrillo se mantiene en contacto
con la reja gracias al peso de la cadena (Hammeken y Romero, 2005).
Figura 4.4. Rejas de limpieza catenaria (Hammeken y Romero, 2005).
12
Las rejas de limpieza mecánica mediante cables (Figura 4.5) son de limpieza y
retorno frontales que emplean un rastrillo pivotante que asciende y desciende por
unas guías accionadas por un dispositivo formado por un cable y un tambor
(Hammeken y Romero, 2005).
Figura 4.5. Rejas de limpieza mecánica mediante cables (Hammeken y Romero, 2005).
4.1.2 Tamices o cribas de malla fina
Retienen los materiales de dimensiones superiores a algunos milímetros (entre 0.3
y 5 mm). Son de acción rápida y se utilizan principalmente con aguas muy diluidas
(aguas de arrastre de lluvias). Las cribas de malla fina pueden ser de banda, de
disco o de tambor, según sea su instalación (Seoánez, 2001).
Tamices de banda: Los tamices rotativos de bandeja (Figura 4.6) consisten en
una serie de bandejas inclinadas, con tamices rectangulares, sobrepuestos y
conectados a dos hileras de cadenas tipo pines-bocina-rodillo operado sobre
ruedas dentadas, con un par en la sección superior y otro en la inferior y
soportadas por una estructura de acero.
El agua que entra, pasa a través de las bandejas sumergidas, depositando los
detritos sobre la malla y en la estructura inferior de la bandeja, que tiene forma de
13
anaquel. Cuando el mecanismo está en funcionamiento, las bandejas son
continuamente levantadas del canal de entrada y los residuos colectados son
removidos en la parte superior del dispositivo, por medio de pulverizadores de
agua a alta presión, ubicados en la parte posterior de las bandejas. El material
removido cae en una canaleta, que lo deriva para fuera de la unidad (García y
Ludwig, 2000).
Tamices de disco: Los tamices en forma de disco (Figura 4.7) son especialmente
útiles en la remoción de sólidos, en el tratamiento de agua de procesos
industriales o en plantas de tratamiento primario de aguas negras. En este último
caso, los tamices pueden ser instalados después del decantador y antes de los
distribuidores rotatorios, donde los orificios por donde salen las aguas negras se
obstruyen fácilmente (García y Ludwig, 2000).
Este tipo de tamices comúnmente tienen un tamaño de orificio de 0.25 mm y están
siendo usados en reemplazo de tanques de sedimentación primaria (Zambrano y
Saltos, 2009).
Tamices de tambor: Los tamices de tambor rotatorio (Figura 4.8 y 4.9) son de
particular importancia, debido a su simplicidad de operación y fácil limpieza. Son
fabricados con alambre de acero inoxidable, con corte rectangular o trapezoidal
colocado sobre una estructura cilíndrica. La separación entre los alambres
determina el tamaño de abertura de los tamices. Estos tamices van rotando
lentamente, a velocidad constante, retirando las partículas del líquido que los
atraviesa (García y Ludwig, 2000). El tamaño del orificio de un tamiz de tambor
rotatorio puede variar de 0.25 a 3.2 mm (Zambrano y Saltos, 2009).
Las ventajas de estos tamices son, que pueden manejar mayores caudales de
efluente por unidad de área de tamiz que las de los tipos anteriormente descritos y
también son menos afectados por la carga de sólidos en suspensión en el efluente
(García y Ludwig, 2000).
14
Figura 4.6. Tamiz rotativo de bandeja.
Figura 4.8. Tamiz de tambor rotatorio de
paso simple.
Figura 4.7. Tamiz de disco.
Figura 4.9. Tamiz de tambor rotatorio de
paso doble
4.1.3 Desmenuzadores (trituradores)
En algunas plantas de tratamiento justo después de las rejillas se instala un
triturador mecánico llamado desmenuzador. Un desmenuzador típico, consiste en
un tambor ranurado giratorio con una hoja cortadora móvil, dispuesto en el canal
de llegada de las aguas residuales. El triturador despedaza los sólidos que pasan
a través de las rejillas y más tarde este material despedazado se remueve del
agua residual por sedimentación o flotación (Valdez y Vázquez, 2003).
Es conveniente usar los trituradores después de un desarenador para alargar la
vida útil del equipo y reducir el desgaste de las superficies cortantes y de aquellas
zonas de los mecanismos donde haya espacios libres entre las partes móviles y
15
las fijas. En la instalación, es importante colocar un bypass para cuando se exceda
el caudal o existan fallas mecánicas o eléctricas (Cortina y Márquez, 2008).
Existe una tendencia a la eliminación de los trituradores debido a que,
frecuentemente, el dispositivo funciona con poco rendimiento y, además, los
residuos que vierte al caudal residual no son más que partículas que dificultan e
interfieren en buen funcionamiento de las restantes fases del tratamiento
(Seoánez, 2001).
4.1.4 Desarenadores
Generalmente un agua residual contiene cantidades importantes de sólidos
residuales a los que llamamos arenas (Seoánez, 2001). Un desarenador tiene por
objeto separar, del agua cruda, la arena y partículas en suspensión gruesa con el
fin de evitar que se produzcan depósitos en las obras de conducción, proteger las
bombas de la abrasión y evitar sobrecargas en los procesos posteriores de
tratamiento. El desarenado se refiere normalmente a la remoción de las partículas
superiores a 0.2 mm (OPS/CEPIS, 2005). En la Figura 4.10 se observa el
esquema de un desarenador típico.
Normalmente los desarenadores se ubican después de las unidades que
remueven sólidos gruesos (tamizado) y antes de tanques de sedimentación
primaria, aunque en algunas plantas de tratamiento los desarenadores anteceden
las unidades del tamizado (Zambrano y Saltos, 2009).
Los desarenadores son canales largos en los que, al descender la velocidad del
agua residual por ensanchamiento y por profundidad, se depositan los sólidos
inorgánicos más pesados (Seoánez, 2001).
En el caso de aguas residuales es difícil evitar que la arena detenida no arrastre
consigo materia orgánica. Para evitarlo, se maneja una velocidad en el canal de
unos 0.3 m/s, ya que a esta velocidad los sólidos de baja densidad se mantienen
en suspensión y sin embargo, se decantan las arenas (Palomares, et al, 1998).
16
Figura 4.10. Planta y corte longitudinal de un desarenador (OPS/CEPIS, 2005).
4.1.5 Separadores de grasas y aceites
Las grasas y aceites, cuando se presentan en cantidades excesivas, pueden
interferir con los procesos biológicos aerobios y anaerobios de los sistemas de
tratamiento de aguas residuales y por lo tanto disminuir su eficiencia (Ramos,
Sepúlveda y Villalobos, 2003).
Los procesos de separación de grasas y aceites se basan en la diferencia de peso
específico entre el agua y el aceite. Para llevar a cabo estos procesos, se utilizan
los siguientes equipos (Sainz, 2004):
Separadores API (siglas de American Petroleum Institute).
Trampas de aceites.
Separadores de placas.
Tanques gravimétricos.
El rendimiento de estos equipos suele no ser suficiente para alcanzar los límites
exigidos por la normativa legal en el vertido al no eliminar las grasas y aceites que
se encuentran emulsionados o disueltos así como aquellas gotas de tamaño
inferior al establecido en el diseño. Por esta razón, en las plantas depuradoras que
17
precisan eliminar este tipo de compuestos se suelen emplear tratamientos
posteriores de afino (Sainz, 2004).
Separadores API: La función principal de los separadores API es separar el
aceite libre del agua residual. Pero como no es capaz de separar sustancias
solubles ni romper emulsiones, nunca debe emplearse en dichas funciones
(Cortina y Márquez, 2008).
El principio del sistema es hacer pasar el agua contaminada con hidrocarburo
mediante flujo continuo. Las partículas de hidrocarburos van a la superficie con un
flujo que depende de la diferencia de la densidad con el agua, de su tamaño y de
la viscosidad del agua. La eficiencia del sistema depende, sobre todo, del área de
los estanques de separación, del tiempo de retención, de la profundidad y de la
eficiencia que se haya alcanzado en la disminución de la energía cinética del
afluente de agua residual (Seoánez, 2000). En la Figura 4.11 se presenta el
esquema de un separador API.
Figura 4.11. Esquema de un separador API (Sainz, 2004).
Trampas de grasa: Generalmente se utilizan trampas de grasa para interceptar
las grasas y aceites de aguas residuales provenientes de restaurantes,
lavanderías públicas y otros establecimientos comerciales que pueden contener
cantidades significativas de aceites y grasas (EPA, 2000).
Como se observa en la Figura 4.12 las trampas son tanques pequeños donde la
grasa sale a la superficie y es retenida mientras el agua aclarada sale por una
descarga inferior. No lleva partes mecánicas y el diseño es parecido al de un
18
tanque séptico. Recibe nombres específicos según al tipo de material flotante que
vaya a removerse (MINDESARROLLO, 2000):
Domiciliar: Normalmente recibe residuos de cocinas y está situada en la
propia instalación predial del alcantarillado.
Colectiva: Son unidades de gran tamaño y pueden atender conjuntos de
residencias e industrias.
En Sedimentadores: Son unidades adaptadas en los sedimentadores
(primarios en general), las cuales permiten recoger el material flotante en
dispositivos convenientemente proyectados, para encaminarlo
posteriormente a las unidades de tratamiento de lodos.
De este tipo de equipos hay una amplia gama de unidades prefabricadas en el
mercado, existiendo de diferentes materiales (hormigón, poliéster reforzado con
fibra de vidrio, otros plásticos, etc.) así como de diferentes capacidades. En estas
unidades, al estar prefabricadas, sólo hay que indicar al suministrador el volumen
de la unidad deseada, siguiendo fielmente las instrucciones de instalación de las
mismas (Sainz, 2004).
Figura 4.12. Trampa de grasa (Sainz, 2004).
19
Separadores de placas: Con el fin de aumentar el rendimiento y la capacidad de
los procesos en API se desarrollaron los separadores de placas (Figura 4.13), que
aumentaron los rendimientos y disminuyeron la superficie requerida (Sainz, 2004).
En los separadores PPI (Parallel Plate Interceptor) las mejoras corresponden a la
incorporación de placas paralelas inclinadas en los canales de un separador API
convencional. De esta manera se consigue la separación de partículas de aceite
menores a 150 micrómetros. El separador CPT (Corrugated Plate Interceptor)
representa un perfeccionamiento del PPI, emplea placas corrugadas con una
inclinación de 45° con respecto a la horizontal en la dirección del flujo de agua
residual (Cortina y Márquez, 2008).
Figura 4.13. Esquema de un separador de placas (Sainz, 2004).
Tanques gravimétricos: Un problema que presentan los separadores de grasas y
aceites tipo API, y en menor medida los de placas, es que presentan elevadas
superficies cubiertas de hidrocarburos lo que da lugar a su evaporación, sobre
todo en verano, y en consecuencia a la aparición de olores, así como atmósferas
contaminadas, insalubres y peligrosas. A mediados de la década de los ochenta,
en EE.UU. se comenzaron a utilizar un nuevo tipo de separadores por gravedad,
los denominados tanques gravimétricos, que básicamente constan de (Sainz,
2004):
20
Tanque de forma cilíndrica, construido en acero al carbono, cerrado por su
parte superior mediante techo fijo o flotante.
Skimmer flotante sobre boyas para separación de la capa de aceite
separada en superficie, unido al exterior del tanque mediante una línea
flexible o bien con tubería metálica provista de una rótula, que permita el
movimiento del skimmer cuando haya variaciones en el nivel de líquido en
el tanque.
Sistema de evacuación de los gases desprendidos hasta la antorcha de la
instalación.
4.2 Tratamiento primario
El tratamiento primario prepara las aguas residuales para su tratamiento biológico,
elimina ciertos contaminantes y reduce las variaciones de caudal y de
concentraciones de las aguas que llegan a la planta (Rigola, 1989).
Los dispositivos para el tratamiento primario, tiene como propósito fundamental
disminuir la velocidad de las aguas residuales para que los sólidos puedan
sedimentarse. Por consiguiente a estos dispositivos se le puede distinguir bajo el
nombre de tanques sedimentadores o de sedimentación (Bolaños, 2006).
La sedimentación se realiza en tanques de diversas formas y diseños, los cuales
de acuerdo a su diseño y operación se pueden clasificar en (Cortina y Márquez,
2008):
Tanques sépticos.
Tanques de doble acción (Imhoff).
Tanques clarificadores.
4.2.1 Tanques sépticos
Las fosas sépticas se utilizan por lo común para el tratamiento de las aguas
residuales de familias que habitan en comunidades que no cuentan con servicio
de alcantarillado o que la conexión al sistema de alcantarillado les resulta costosa
por su lejanía. El uso de tanques sépticos se permite en comunidades rurales,
urbanas y urbano-marginales (Rodríguez, 2008).
21
El tanque séptico es una estructura subterránea impermeable utilizada para recibir
las aguas residuales de diversas fuentes. Está diseñado para permitir que los
sólidos se sedimenten y se separen del líquido, lograr una digestión limitada de la
materia orgánica y almacenar los sólidos (lodos) mientras que el líquido clarificado
pasa a las fases adicionales de tratamiento y disposición (EPA, 1999).
Es un sistema que utiliza la capacidad que tiene el suelo para absorber, por lo
tanto, su buen funcionamiento depende de que el tanque sedimentador cumpla
apropiadamente con la retención de los sólidos más pesados y de las grasas, así
como de que los terrenos donde se colocan estos sistemas de tratamiento tengan
la capacidad de permitir que se infiltre el agua (Rosales, 2003).
Los principales tipos de tanques sépticos que se utilizan para el tratamiento de
aguas residuales son de concreto, de fibra de vidrio y de polietileno/plástico.
Todos los tanques deben ser herméticos porque el agua subterránea que ingresa
al sistema puede saturar el campo de absorción al suelo, produciendo fallas en el
sistema (EPA, 2000).
Las tasas de eficiencia en los tanques sépticos dependen en gran medida del
tiempo de retención, los dispositivos de entrada y salida y la frecuencia de
extracción de lodos (periodo de limpieza del tanque séptico). Si llegan
repentinamente grandes cantidades de líquido, la concentración de sólidos en
suspensión en el efluente puede aumentar temporalmente, debido a la agitación
de sólidos ya sedimentados (OPS/CEPIS, 2005).
Los sistemas sépticos convencionales están diseñados para funcionar
indefinidamente si se realizan correctamente las actividades de mantenimiento.
Sin embargo, debido a que la mayoría de los sistemas domésticos no reciben un
mantenimiento correcto, la vida útil de operación de los sistemas sépticos es
generalmente igual o menor a 20 años (EPA, 1999). La siguiente Figura (4.14)
esquematiza la sección transversal de un tanque séptico de dos compartimientos
22
Figura 4.14. Sección transversal de un tanque séptico de dos compartimientos (EPA, 1999).
4.2.2 Tanques de doble acción (Imhoff)
Los tanques Imhoff son un sistema de tratamiento primario que utiliza la fuerza de
gravedad para separar sólidos del agua residual en un proceso conocido como
sedimentación primaria. Esta tecnología es aplicable a situaciones de países en
desarrollo y en comunidades donde la descentralización del tratamiento de aguas
residuales es deseable (McLean, 2008).
El proceso que tiene lugar en un tanque Imhoff es similar al de un tanque séptico,
excepto que el tanque Imhoff es diseñado para que la cámara de sedimentación
este separada de la cámara de digestión, resultando en dos compartimientos
(como se observa en la Figura 4.15). La sedimentación ocurre en el
compartimiento superior, esta cámara casi siempre permanece aeróbica y su
efluente tiene una DBO más baja que la de un tanque séptico. En la cámara
inferior tiene lugar la digestión de los sólidos sedimentados (Chhatwal, 1999). El
tanque Imhoff elimina del 40 al 50% de sólidos suspendidos y reduce la DBO en
un 25 a 35 % (Rodríguez, 2008).
Los residuos son acumulados en la cámara de sedimentación y removidos cada
día. Estos residuos son descargados desde la cámara a través de conductos, los
cuales también tiene la función de ser un escape para los gases producidos
durante el proceso de digestión de los lodos. El proceso de digestión de los lodos
en los tanques Imhoff es muy lento debido a que el calentamiento en la cámara
23
durante el proceso no es económicamente posible. Los tanques Imhoff tienen la
ventaja de ser simples en su operación y de ser empleados solamente en
pequeñas plantas de tratamiento. Hasta hace poco, los tanques Imhoff eran
diseñados sin ningún tipo de limpieza mecánica o equipo de recolección de lodos,
ahora, los equipos mecánicos para tanques Imhoff también están disponibles
(Wang, et al, 2005).
Los tanques Imhoff tienen bajos requerimientos de mantenimiento, no obstante,
tienen algunos problemas operacionales, incluyendo la periódica producción de
espumas olorosas, acumulación excesiva de desechos en los conductos de
ventilación y la producción de un oloroso lodo digerido (Aarne, 2003).
Figura 4.15. Tanque Imhoff (OPS/CEPIS, 2005).
4.2.3 Tanques clarificadores
La clarificación de aguas residuales consiste en la eliminación de la turbidez,
sedimentos y partículas flotantes. Por lo general es una de las primeras etapas en
el tratamiento de aguas residuales ya que las impurezas que aquí se eliminan
podrían interferir con cualquier tratamiento posterior (LETD, n/d).
Los tanques clarificadores recogen los últimos desarrollos en la sedimentación
forzada con un diseño derivado del tanque convencional pero teniendo en cuenta
24
los avances en instrumentación, control y en el empleo de los floculantes de última
generación, que son los que realmente han permitido su desarrollo (Bouso, 2002).
Los tanques clarificadores, también llamados floculadores, se pueden clasificar de
la siguiente manera (ENOHSA, n/d):
Floculadores de contacto de sólidos o en manto de lodos.
Floculadores de potencia o de disipación de energía.
Floculadores de contacto de sólidos o de manto de lodos: Su función está
controlada por la concentración de sólidos y debido a que esta varía
continuamente es necesaria una constante atención del operador. Han sido
desarrollados y son ofertados generalmente por fabricantes de equipos, cada uno
con sus características propias, que siempre resaltan sus ventajas más aparentes.
Los clarificadores en manto de lodos se utilizaron inicialmente en el ablandamiento
del agua y con esa finalidad son bastante eficientes, consecuencia de la
relativamente elevada densidad del carbonato de calcio precipitado. En el
abatimiento de color y turbiedad con sulfato de aluminio ya no son tan eficientes.
Pocas unidades se consideran como moderadamente eficientes. Muchas operan
bien solamente cerca de la mitad de su capacidad nominal y fracasan cuando se
requiere que operen a la capacidad de proyecto, atribuyéndose a una selección
inadecuada de parámetros de diseño (ENOHSA, n/d).
En la Figura 4.16 podemos observar el esquema de un clarificador de flujo
ascendente con manto de lodos. Estos floculadores pueden ser, a su vez,
hidráulicos o mecánicos (Figura 4.17) de acuerdo con la concepción del diseño
(Cuesta y Guerra, 2008).
25
Figura 4.16. Clarificador de flujo ascendente con manto de lodos (ENOHSA).
Figura 4.17. a) Floculador hidráulico con manto de lodos, b) Floculador mecánico con
manto de lodos (Cuesta y Guerra, 2008).
26
Floculadores de potencia: las partículas son arrastradas por el flujo de agua a
través del tanque de floculación sin que prácticamente exista concentración de
sólidos. Normalmente, los gradientes son prefijados en el proyecto. En algunos
casos, pueden ser ajustados por el operador. De acuerdo con la forma de
disipación de energía, se pueden clasificar en hidráulicos y mecánicos
(CEPIS/OPS, 2004).
Los floculadores hidráulicos (Figura 4.18) utilizan la energía hidráulica disponible a
través de una pérdida de carga general o específica. Los floculadores hidráulicos
más utilizados son los de pantallas, de flujo horizontal o de flujo vertical. Los
floculadores mecánicos (Figura 4.19) utilizan energía de una fuente externa,
normalmente un motor eléctrico acoplado a un intercambiador de velocidades, que
hace posible la pronta variación de la intensidad de agitación (Cuesta y Guerra,
2008).
Figura 4.18. Floculador Hidráulico de medio poroso (CEPIS/OPS).
27
Figura 4.19. Floculador mecánico de turbina (CEPIS/OPS).
4.3 Tratamiento secundario
El tratamiento secundario, como parte del tratamiento de aguas residuales,
consiste en una serie de operaciones y procesos físico-químicos y/o biológicos al
que son sometidas las aguas residuales después de haber pasado por los
procesos primarios (Cortina y Márquez, 2008).
El efluente del tratamiento primario todavía contiene 40 a 50 por ciento de los
sólidos suspendidos que tenía el influente a la planta y virtualmente todos los
compuestos orgánicos e inorgánicos disueltos (Valdez y Vázquez, 2003).
En el tratamiento secundario biológico, la mayor parte de la materia (ya sea
disuelta o como sólidos sedimentables) no separada previamente, será utilizada
como nutriente por los microorganismos presentes en el medio (Piedrola, 2000).
La descomposición de estos sólidos remanentes depende principalmente de
organismos, aerobios y anaerobios, que los trasformaran en otros sólidos
orgánicos o en compuestos inorgánicos estables menos perjudiciales (Bolaños,
2006).
Los procesos físico-químicos durante el tratamiento secundario, pueden servir
para favorecer la sedimentación de la materia en suspensión, pero son
especialmente útiles para eliminar la materia coloidal y los sólidos orgánicos
28
disueltos, los cuales sin reactivos químicos jamás sedimentarían (Cortina y
Márquez, 2003).
En tratamiento físico-químico se suelen emplear combinaciones de operaciones y
procesos unitarios tales como coagulación, micro-cribado, filtración, oxidación
química, adsorción con carbono y otros procesos para remover los sólidos y
reducir la DBO a niveles aceptables (Valdez y Vázquez, 2003).
En la mayoría de los caso, con el tratamiento secundario se da por finalizado el
proceso de depuración. Al término de esta fase se suele conseguir un efluente en
el que se ha reducido del 70 al 90% la carga orgánica del caudal de entrada, lo
que hace posible su vertido al medio (Piedrola, 2000).
En el tratamiento biológico (aerobio/anaerobio) del agua residual pueden usarse
varios tipos de reactores los cuales pueden ser de dos tipos, los que contienen
cultivos suspendidos y los que contienen cultivos adheridos. En los primeros,
como su nombre lo indica, los microorganismos están suspendidos en el agua
residual ya sea como células individuales o como “racimos” de células llamados
flóculos, éstos son rodeados por el agua residual que contiene su alimento y otros
elementos esenciales. Los segundos, consisten en masas de microorganismos
adheridos a superficies, mientras que el agua residual pasa sobre la película
microbiana (Valdez y Vázquez, 2003).
Para cada tipo de reactor biológico podemos encontrar una variedad de
dispositivos utilizados para el tratamiento secundario de las aguas residuales
(Zambrano y Saltos, 2009):
Sistemas de cultivos suspendidos.
Lodos activados.
Lagunas de estabilización.
Sistemas de cultivos adheridos.
Filtros percoladores.
Biotorres.
Biodiscos.
29
4.3.1 Lodos activados
El proceso de lodos activados fue desarrollado por primera vez en Inglaterra en
1914 por Ardern y Lockett. Su nombre proviene de la producción de una masa
activada de microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aerobia
(Nodal, 2001).
Esta masa es formada debido a que cuando se agita un agua residual en
presencia de oxígeno se forma un flóculo de lodo en el que se desarrollan muchas
bacterias y organismos vivientes con lo que dicho flóculo se vuelve activo,
oxidando y absorbiendo materia orgánica. De aquí que se denomina lodo activado
(Valdez y Vázquez, 2003).
El proceso de lodos activados está constituido por cuatro elementos básicos:
tanque de aireación, sistema de aireación, sedimentador y línea de recirculación.
Estos elementos se pueden apreciar en la Figura 4.20. En el tanque de aeración
se mezclan la materia orgánica, los microorganismos y el oxígeno disuelto; esta
mezcla se conoce como licor mezclado. Una vez que la mezcla abandona el
reactor entra en un sedimentador secundario, en el cual se separa la biomasa del
agua; la biomasa o lodo precipita hacia el fondo del sedimentador. Estos lodos se
regresan al tanque de aeración para mantener una concentración determinada de
microorganismos (Calderón, n/d).
El contenido del tanque de aireación, que es la combinación de los lodos
retornados y el agua residual, es llamado licor mezclado y los sólidos presentes se
denominan sólidos en suspensión del licor mezclado (SSLM) (Henry y Heinke,
1999).
El empleo de lodos activados ofrece una alternativa para el tratamiento de aguas
residuales ya que poseen una gran variedad de microorganismos capaces de
remover materia orgánica presente en el agua, esto se ve favorecido por el uso de
reactores que proveen de las condiciones necesarias para la biodegradación
(Zambrano y Saltos, 2009).
30
Figura 4.20. Esquema de un sistema de lodos activados (Manahan, 2007).
4.3.2 Lagunas de estabilización ( de oxidación)
Las Lagunas de estabilización son grandes depósitos impermeables, de
profundidad variada, a los que se vierten afluentes de aguas residuales de
diversas fuentes, ya sea con tratamiento previo o sin tratamiento (Seoánez, 2001).
El término “lagunas de oxidación” fue empleado debido a que la gran cantidad de
oxigeno que producen las algas a través de la fotosíntesis es un factor
predominante en el proceso de degradación. Sin embargo, el uso de este término
es un tanto incorrecto puesto que existen otros procesos que intervienen en la
bioestabilización de la materia orgánica, como la reducción por digestión, que son
igualmente importantes en los procesos degradación (Yáñez, n/d).
La depuración por lagunaje de aguas residuales consiste en el almacenamiento de
estas durante un tiempo variable en función de la carga aplicada y de las
condiciones climáticas de forma que la materia orgánica resulte degradada
mediante la actividad de los microorganismos presentes en el medio acuático. El
proceso de depuración tiene lugar gracias a transformaciones físicas, químicas y
bilógicas que ocurren en las lagunas y que tienden a estabilizar el agua residual.
Los fenómenos que se producen tienen relación con la sedimentación, oxidación,
fotosíntesis, digestión, aireación y evaporación (Moreno, 2003).
El tratamiento de las aguas residuales a través de lagunas, en forma sintetizada,
consiste en: reducir el contenido de sólidos suspendidos por sedimentación,
31
satisfacer la demanda bioquímica de oxígeno, estabilizar los compuestos
orgánicos biodegradables y reducir el número de organismos patógenos (Guevara,
1996).
Este proceso reduce la septicidad de las aguas residuales, consigue una
disminución de la DBO entre el 75 y 96%, reduce los sólidos suspendidos entre 90
y 99%, y consigue una remoción de bacterias del 98 %. Además, reduce
significativamente las concentraciones de LAS (Lauril Alquil Sulfonato) y ABS
(Alquil Benceno Sulfonato) que provienen de los detergentes (Villegas, 1995).
Como unidad de proceso para el tratamiento de material residual orgánico, las
lagunas pueden ser usadas en serie y/o en paralelo (Figura 4.21) seguidas de
tanques de sedimentación con recirculación de lodos al influente de la laguna
(Jiménez, 2002).
Figura 4.21. Sistema de lagunas en serie (Jiménez, 2002).
Las lagunas de estabilización pueden clasificarse básicamente en cuatro tipos
(Palomares, et al, 1998):
Lagunas Facultativas.
Lagunas aerobias.
Lagunas anaerobias.
Lagunas aireadas.
Lagunas facultativas: Son el tipo de lagunas más comúnmente usado para el
tratamiento de aguas residuales de pequeñas y medianas poblaciones. La
característica primordial de este sistema de lagunaje es la presencia simultánea
de los dos tipos de tratamiento metabólico: aerobio y anaerobio. A grandes rasgos,
este tipo de lagunas se componen de tres “capas”: una aerobia, cercana a la
32
superficie donde existe oxígeno disuelto permanentemente, una anaerobia en la
parte más profunda, que contiene los sólidos sedimentados en donde se dan
procesos de fermentación; y una facultativa, cuyo desempeño dependerá de la
hora del día en que se encuentre (Manga, et al, 2007). En la Figura 4.22 se
representan las “capas” así como los procesos que se llevan a cabo en cada una
de ellas.
El proceso aerobio de la materia orgánica hace que el carbono se utilice como
fuente de energía para los microorganismos que al ser oxidado produce anhídrido
carbónico. El oxígeno necesario para la estabilización de la materia orgánica
proviene de la re-aireación que se produce en la superficie y de la fotosíntesis que
se lleva a cabo por medio de las algas presentes en la zona aerobia. En esta
zona, las bacterias, utilizan el oxígeno producido por las algas y desprenden CO2
que, a su vez, es utilizado por éstas, cerrando así el ciclo (Moreno, 2003).
Figura 4.22. Proceso biológico en una laguna facultativa (Valdez y Vázquez, 2003).
33
Lagunas aerobias: Generalmente reciben aguas residuales que han sido
sometidas a un tratamiento previo y que contienen relativamente pocos sólidos en
suspensión (Rodríguez, 2008).
En este sistema, la materia orgánica es degradada por bacterias aerobias que
durante el proceso de degradación producen agua, fosfatos, dióxido de carbono y
otros compuestos. La actividad de la bacterias necesita gran aporte de oxígeno
disuelto que inicialmente es suministrado por la atmosfera, muy pronto este no es
suficiente y aparece más oxigeno suministrado por las algas fotosintéticas
(Seoánez, 2001).
Las bacterias presentes utilizan el oxígeno disuelto como aceptor de electrones en
los procesos de degradación y asimilación de la materia orgánica liberando
nutrientes (N y P en forma de amonio y orto fosfatos) y dióxido de carbono los
cuales son aprovechados por las algas para la producción de biomasa (Manga, et
al, 2007).
Las lagunas anaerobias suelen ser tanques poco profundos (0.8 a 1.2 m) lo cual
permite la penetración de la luz del sol en toda la columna de agua. Como
resultado, este tipo de lagunas tiene gran actividad fotosintética durante horas de
luz solar en toda la columna de agua (Zambrano y Saltos, 2009).
Durante la noche, cuando no hay radiación incidente, las algas realizan el proceso
de respiración metabolizando endógenamente parte de su biomasa y liberando
dióxido de carbono y residuos orgánicos al medio los cuales serán aprovechados
al día siguiente durante el ciclo fotosintético (Manga, et al, 2007).
Lagunas anaerobias: Las lagunas anaerobias se diseñan para el tratamiento de
líquidos con alto contenido de materia orgánica, generalmente aguas residuales
de industrias ubicadas en zonas rurales apartadas. Estas lagunas requieren ser
cubiertas o aisladas de zonas pobladas ya que tienen un alto potencial de generar
malos olores (Zambrano y Saltos, 2009).
La misión principal de las lagunas anaerobias es la sedimentación de la mayor
parte de los sólidos en suspensión y la eliminación de parte de la materia orgánica
por medio de las bacterias presentes, pudiendo alcanzar reducciones en torno al
34
70% de DBO y sólidos en suspensión. El proceso de depuración en este tipo de
lagunas tiene lugar mediante una fermentación anaerobia. En estos procesos,
participan cuatro grupos microbianos: las bacterias hidrolíticas, bacterias
acidogénicas, bacterias acetogénicas y las bacterias metanogénicas, todos ellos
complementarios e imprescindibles para el proceso (Moreno, 2003).
La estabilización es estas lagunas tiene lugar mediante las etapas siguientes
(Rodríguez, 2008).
• Hidrólisis: los compuestos orgánicos complejos e insolubles son transformados
en otros compuestos más sencillos y solubles en agua.
• Formación de ácidos: los compuestos orgánicos sencillos generados en la etapa
anterior son utilizados por las bacterias generadoras de ácidos. Produciéndose su
conversión en ácidos orgánicos volátiles.
• Formación de metano: una vez que se han formado los ácidos orgánicos, una
nueva categoría de bacterias actúa y los utiliza para convertirlos finalmente en
metano y dióxido de carbono.
Para conservar la energía calorífica y mantener las condiciones anaerobias, se
construyen estanques de profundidades que varían entre 2.4 y 9 m, siendo
profundidades típicas entre 4 y 5 m. Los residuos a tratar sedimentan al fondo,
donde se lleva a cabo el proceso de degradación anaerobia, y el efluente
parcialmente clarificado se vierte a un proceso posterior (Peralta, 1999).
Lagunas aireadas: en lagunas de estabilización algunas veces la cantidad de
oxígeno suministrado por medios naturales es insuficiente para llevar a cabo la
oxidación de la materia orgánica, necesitándose un suministro adicional de
oxígeno por medios mecánicos (Rodríguez, 2008).
Los sistemas de aireación forzada se incorporan principalmente para evitar
problemas de olores, ajustar la incorporación de oxigeno ante variaciones de
carga y para mejorar la agitación dentro de las lagunas (Palomares, et al, 1998).
35
4.3.3 Filtros percoladores
El diseño clásico de un filtro percolador incluye una cama de rocas (medio de
soporte), insertadas en una estructura cilíndrica o rectangular, a través de la cual
se rocía el agua residual (Vallero y Peirce, 2003). En la Figura 4.23 se muestra la
sección transversal de un filtro percolador en donde se aprecia claramente el
proceso de estos sistemas.
Contrario a lo que su nombre indica, la principal función de este sistema no es la
de filtrar. La función del medio en el filtro es solamente proporcionar un soporte
para la formación de un biofilm, el cual degradara la materia orgánica presente en
el agua residual (Von Sperling, 2007).
Las características más importantes del medio de soporte son su área superficial
específica y la porosidad; la primera es la medida del espacio en donde puede
crecer el biofilm y la segunda es una medida de los vacíos a través de los cuales
puede pasar el agua residual y el aire para la ventilación del sistema (Valdez y
Vázquez, 2003).
Como material de soporte se ha utilizado típicamente roca debido a que es fuerte,
durable y químicamente resistente para el crecimiento del biofilm, sin embargo
este material tiene una limitada área superficial (50.100 m2/m3) y una porosidad de
40 a 50%. Actualmente, plásticos de baja densidad son utilizados como soporte ya
que tienen un área superficial de hasta 300 m2/m3 y consiguen una porosidad de
95% (El-Gewely. 1998).
Figura 4.23. Sección trasversal de un filtro percolador (Valdez y Vázquez, 2003).
36
El biofilm se forma a medida que el agua residual fluye sobre el medio de soporte
y los microorganismos presentes en el agua se adhieren a él (EPA, 2000).
El biofilm que coloniza el medio tiene una mezcla compleja de especies que van
desde bacterias y protozoos hasta organismos mayores (lombrices y larvas de
mosca). Estas forman un cuidadoso equilibrio en la cadena alimentaria y si este
equilibrio se perturba puede haber problemas (Forster, 2003).
Para aplicar el agua residual sobre el medio de soporte se emplea un sistema de
distribución rotatorio. El sistema permite la aplicación del agua de manera
intermitente, lo que posibilita la circulación del aire a través de los espacios vacíos,
entre cada dosificación. El agua se dispersa en la parte superior, a unos
centímetros del medio de soporte, lo que da como resultado una carga hidráulica
uniforme en la profundidad del lecho de roca o plástico (Valdez y Vázquez, 2003).
A medida que las aguas residuales y el aire fluyen a través de la cama y tienen
contacto con el biofilm, este hace uso de ellos para obtener de los compuestos
orgánicos la energía necesaria para sus procesos metabólicos y el oxígeno
necesario para las reacciones de oxidación bioquímica. Como resultado, se logra
la remoción de la materia orgánica mediante su conversión a masa celular, CO2 y
H2O (Valencia, n/d).
Después del arranque del proceso, debido a la actividad microbiana puede
formarse una zona anaerobia en el biofilm junto al medio soporte. Esto puede
llevar al crecimiento de microorganismos facultativos y posiblemente anaerobios,
especialmente si la acumulación de biomasa es excesiva. Sin embargo, los
organismos aerobios superficiales sustentan el mecanismo básico de eliminación
orgánica. Las funciones propias de la anaerobiosis, hidrólisis y producción de gas,
son mínimas o ausentes si la operación del lecho es adecuada (Zambrano y
Saltos, 2009).
La Figura 4.24 muestra un diagrama de procesos en un filtro percolador en el cual
podemos observar el esquema de lo que serían las zonas aerobia y anaerobia que
se forman sobre el medio filtrante, así como los insumos y productos que son
parte del proceso.
37
La película biológica va engrosando y llega un momento en que se desprende del
soporte, estos restos de biofilm junto con el agua tratada son colectados por un
drenaje incorporado al sistema y trasportados a un sistema secundario de
clarificación. El algunas circunstancias, una porción del efluente del filtro
percolador puede ser reciclada para diluir la concentración del agua del influente
(McFarland, 2001).
Figura 4.24. Diagrama de proceso en un filtro percolador (Lin y Lee, 2007).
El sistema de filtro percolador se clasifica en filtros de baja tasa, filtros de tasa
media, filtros de alta tasa y filtros de tasa súper alta, dependiendo de sus tasas de
carga hidráulica y de materia orgánica (McFarland, 2001).
Hay que tener en cuenta que los filtros percoladores son un sistema de
tratamiento secundario y requieren que las aguas tengan un tratamiento previo
que remueva los sólidos sedimentables y los aceites y grasas para disminuir la
carga orgánica y así evitar obstrucciones en el sistema (EPA, 2002).
38
4.3.4 Biotorres
Las Biotorres (Figura 4.25) son similares, en concepto, a los filtros percoladores;
en general pueden considerarse como filtros percoladores profundos (ICON,
2008).
Para evitar el peso excesivo que se generaría en este sistema al utilizar roca
triturada como medio de soporte, se utilizan medios de soporte modulares ligeros
colocados alternadamente, fabricados con hojas planas corrugadas de PVC
(policloruro de vinilo) soldadas, que proporcionan rigidez a la columna vertical. Los
medios modulares se apilan para formar una columna de hasta 12 m de altura,
con lo que se obtiene un volumen grande en una estructura de contención
relativamente pequeña (Valdez y Vázquez, 2003).
Las Biotorres tienen algunas ventajas sobre los filtros percoladores: el empleo de
material plástico como soporte disminuye los problemas de obstrucción, requieren
menos espacio y se pueden operar en condiciones climáticas severas (Zaragoza,
2007).
Las desventajas de este sistema son: mayor costo de bombeo requerido por la
recirculación de un gasto grande (debido a que se trata un gasto mayor al de los
filtros percoladores) y la mayor pérdida de carga hidráulica a través de toda la
profundidad del lecho (Valdez y Vásquez, 2003).
Figura 4.25. Sistema de Biotorre (Zambrano y Saltos, 2009).
39
4.3.5 Biodiscos
Los contactores biológicos rotatorios, comúnmente conocidos como biodiscos
RBC´s (rotating biological contactors, en inglés), se instalaron por primera vez en
Alemania en 1960, gozaron de una considerable popularidad en los años setenta y
perdieron popularidad en los años ochenta al evidenciar problemas de diseño de
la primera época. En la actualidad, los RBCs son procesos de película fija que
constituyen una opción para nuevos diseños (Ordoñez y Betancur, 2003).
Los biodiscos son similares a los filtros percoladores, en cuanto que los
microorganismos permanecen adheridos al material de soporte. En este caso, el
material de soporte suelen ser unos discos rotativos de polietileno o poliestireno,
que permanecen parcialmente sumergidos en el flujo del agua residual (Máximo,
2002).
Los discos se sumergen en el agua residual y rotan lentamente a través de ella
(como se observa en la Figura 4.26). Durante la operación, los microorganismos
se adhieren a la superficie de los discos y eventualmente forman una capa sobre
el área total húmeda; la rotación de los discos pone en contacto a la biomasa en
forma alternada con la materia orgánica en el agua residual y con la atmósfera
para la absorción de oxigeno (Boehm, 2002).
Los biodiscos se pueden utilizar como tratamiento secundario y también se
pueden emplear para la nitrificación y desnitrificación, ya sea como método
estacional o permanente. Se suelen proyectar basándose en factores de carga
desarrollados en estudios en planta piloto, y a partir de datos deducidos de
instalaciones a escala industrial. Tanto los criterios de carga hidráulica como
orgánica son aplicables al dimensionamiento de las unidades para el tratamiento
secundario (Zambrano y Saltos, 2009).
40
Figura 4.26. Sección transversal y sistema de tratamiento con biodiscos (Valdez y Vásquez,
2003).
4.4 Tratamiento Terciario
El tratamiento terciario o avanzado se utiliza cuando se desea eliminar ciertos
componentes del agua residual que no han podido ser separados mediante el
tratamiento secundario. Este tratamiento suele llevarse a cabo después de un
tratamiento secundario, aunque también puede aplicarse en combinación con este
o con un tratamiento primario (Máximo, 2002).
El objetivo principal de los tratamientos terciarios es la eliminación de
contaminantes específicos de un agua residual. El tratamiento terciario es muy
caro, por lo que solo se aplica cuando el agua se ha de reutilizar o cuando hay que
eliminar un contaminante especialmente peligroso (Palomares, et al, 1998).
Existen muchos métodos de tratamiento terciario, algunos de los más importantes
son los siguientes (Ramalho, et al, 1996).
Adsorción en carbón activado.
Intercambio iónico.
Osmosis Inversa.
Electrodiálisis.
Oxidación química.
Proceso “Sonozone”.
41
4.4.1 Adsorción en carbón activado
El carbón activado es un material carbonoso con una gran porosidad interior.
Debido a que tiene una gran superficie interna tiene la capacidad de retener una
gran cantidad de moléculas en su interior (“adsorber”), por lo que se le utiliza en
diversos procesos, incluido el tratamiento de aguas residuales (Nudelman, 2004).
El carbón activado se prepara a partir de materias primas carbonosas como
madera, lignito, carbón y cascaras de nuez mediante procesos térmicos que
implican deshidratación y carbonización, seguidos por aplicación de vapor
caliente. Se obtiene una estructura muy porosa con grandes áreas superficiales de
hasta 1000 m2/g (Ramalho, et al, 1996).
El carbón activado está contenido en columnas a través de las cuales se hace
pasar el agua residual (Figura 4.27) el cual adsorbe las impurezas que esta pueda
contener.
La aplicación del carbón activado en el tratamiento de agua va desde la
eliminación de sabor y olor para el control de compuestos orgánicos muy
específicos, como organoclorados, COT residual y precursores de los
trihalometanos (THM) como las sustancias húmicas. El carbón activado se aplica
para remover color, fenoles, DQO, sustancias con bajo peso molecular así como la
mayoría de los metales pesados. También es posible la remoción de pesticidas
como Aldrín, Endrín, Dieldrín, DDD (dicloro difenil dicloro-etano), DDT (dicloro
difenil tricloro-etano) DDE (dicloro difenil cloro-etileno), Toxafeno y Aroclor 1242
(Jiménez, 2002).
Figura 4.27. Columnas que contienen carbón activado (EPA, 2003).
42
4.4.2 Intercambio Iónico
Es una operación en la que se utiliza un material, habitualmente denominado
resina de intercambio iónico, que es capaz de retener selectivamente sobre su
superficie los iones disueltos en el agua, los mantiene temporalmente unidos a la
superficie y los cede frente a una disolución con un fuerte regenerante (Rodríguez,
et al, 2006).
El proceso se basa en el reemplazamiento de los iones en solución por los grupos
aniónicos o catiónicos de un empaque que puede ser de tipo mineral o polimérico.
El procedimiento consiste en hacer pasar la solución de desecho a través de un
lecho granular o intercambiador iónico donde los iones son retenidos (Figura 4.28).
Con el tiempo, el intercambiador pierde su capacidad y necesita ser regenerado
con una solución de electrolito que vuelva a colocar los iones removidos por el
contaminante (Jiménez, 2002).
Figura 4.28. Intercambio iónico (Castells, 2000).
Existen numerosas arcillas con capacidad de intercambio iónico como las
montmorillonitas, zeolitas y vermiculitas, perteneciendo todas ellas a los silicatos
estratificados, sin embargo, el uso más generalizado se halla en las resinas
orgánicas de intercambio iónico (poliestireno, poliacrilamida, poliacrílicas). El uso
de la técnica de intercambio iónico permite obtener una disolución más
43
concentrada de las sustancias a eliminar (P.ej. metales), lo que facilita su posible
recuperación o tratamiento (Castells, 2000).
4.4.3 Osmosis inversa
La ósmosis inversa es un proceso en el que se fuerza al agua para que pase a
presión a través de una membrana semipermeable, eliminando una parte de los
componentes disueltos y de las impurezas suspendidas (Franson, 1992).
La aplicación de una presión superior a la presión osmótica a una solución
consigue que el disolvente atraviese la membrana semipermeable, obteniéndose a
un lado de está disolvente puro y en el otro lado se concentran las otras
moléculas, que comportándose como partículas sólidas ante una placa filtrante no
pueden atravesar la membrana (Costa, 1998). En la Figura 4.29 se representa
este proceso.
Figura 4.29. Principio de la osmosis inversa (Jiménez, 2002).
La ósmosis inversa se utiliza en el tratamiento de aguas industriales con
membranas de polímeros inertes que pueden reducir concentraciones de 1 a 10
mg/l de cloroformo, percloroetileno y tolueno hasta niveles aceptables para
descarga o reciclado, en la industria de la galvanoplastia (en donde se utiliza para
recuperar metales y reciclarlos al baño de recubrimiento químico) y para desalar
agua de mar (Jiménez, 2002).
44
4.4.4 Electrodiálisis
Es una técnica que permite la separación de un disolvente de una disolución de
electrolitos. Para ello, se emplean membranas semipermeables selectivas de
aniones y cationes que se someten a un campo eléctrico de modo que los iones
emigran cada uno al polo del signo opuesto no pudiendo volver a atravesar la
membrana, quedando así de un lado de la membrana el disolvente casi puro
(Seoánez, 2000).
La Figura 4.30 muestra la disposición de un aparato de electrodiálisis, se observa
la dirección del flujo así como también el sentido de atracción hacia los campos
eléctricos.
En un sistema práctico de electrodiálisis, se emplean de 200 a 400 membranas
selectivas instaladas paralelamente formando un montaje que contiene de 100 a
200 parejas de celdas. En la práctica, la eficiencia con la que los iones son
separados de las disoluciones es normalmente inferior al 100% (Ibáñez, 1989).
Las membranas suelen ser de poliestireno, con grupos sulfonados las catiónicos y
grupos amino las aniónicas. Se construyen en láminas planas que contienen de 30
a 50 % de agua. Para mantener la electroneutralidad de carga fija debe estar
asociada a un ion de carga opuesta. La semipermeabilidad no es perfecta pero su
selectividad supera el 90 % (Rigola, 1989).
Figura 4.30. Aparato de electrodiálisis (Manahan, 2007).
45
La tecnología de electrodiálisis pertenece a la tecnología electroquímica, que
forma parte de la Química Verde, que actualmente se está desarrollando con el
objetivo de diseñar métodos cada vez más respetuosos con el medioambiente
(Universidad de Alicante, n/d).
4.4.5 Oxidación química
La oxidación química es un método importante en el tratamiento de aguas
residuales ya que es capaz de eliminar compuestos orgánicos (biodegradables y
no biodegradables) e inorgánicos que son resistentes a otros métodos. Además,
funciona muy bien en aplicación a aguas diluidas (Patiño, 1997).
El propósito de la oxidación en el tratamiento de agua es convertir especies
químicas no deseables en compuestos que no sean peligrosos o que deterioren la
calidad del agua. En este proceso se aumenta el estado de oxidación de las
sustancias en forma equivalente a la pérdida de electrones en reacciones
inorgánicas simples (Jiménez, 2002).
Una clasificación de los procesos de oxidación (Figura 4.31) se puede realizar en
función del tiempo que se llevan aplicando: procesos convencionales y nuevas
técnicas, o se puede establecer una diferenciación en función del tipo de
intermedio oxidante, siendo el radical hidroxilo el más empleado por su alta
capacidad oxidante (Yagüe, 2001).
Figura 4.31. Clasificación de procesos de oxidación.
Aun cuando los intermediarios de una oxidación son, generalmente, mas
biodegradables que los compuestos originales, existe la posibilidad de que los
productos intermedios reaccionen entre ellos o con el oxidante dando lugar a otra
46
gama de contaminantes, por lo que la viabilidad de este proceso debe ser
analizado mediante pruebas de tratabilidad (Jiménez, 2002).
4.4.6 Proceso Sonozone
Esta técnica ha sido desarrollada en la Universidad de Notre Dame, en este lugar
hay una planta piloto con una capacidad de 3.15 m3/h, como modelo para la
investigación, donde se tratan aguas residuales del mismo campus universitario.
El proceso "Sonozone" combina los ultrasonidos y el tratamiento con ozono. Este
proceso consta de tres etapas de las cuales las dos iniciales son unidades del
pretratamiento:
Fase físico-química: el lodo se separado mediante una serie de unidades
de tratamiento primario utilizando la coagulación seguida de una
clarificación.
Fase de filtrado: el sistema de filtración está proyectado para eliminar los
sólidos de tamaño microscópico y los productos orgánicos provenientes del
agua residual clarificada.
Fase "Sonozone": la unidad central es la que comprende el ozono y los
ultrasonidos. Consiste en un pequeño disco metálico vibratorio en el fondo
de un tanque a través del cual fluye el agua residual. Se hace pasar una
corriente estable de ondas ultrasónicas mediante el disco vibratorio y
simultáneamente se hace burbujear ozono dentro del tanque, siendo este
ozono producido en un tanque generador mediante arcos de corriente
eléctrica a través del aire.
El mecanismo exacto de los fenómenos que tienen lugar cuando el agua residual
se somete a una combinación de ozono y ondas de ultrasonidos, está aún en
investigación. Las ondas de alta frecuencia rompen las bacterias y las partículas
en disolución en otros de tamaño más pequeña. De esta manera se hacen muy
susceptibles al fuerte efecto oxidante del ozono, con el que el consumo de este
producto es menor que el requerido en otras circunstancias. Los compuestos de
carbono se oxidan dando lugar a CO2 y O2 (Méndez, 2004).
47
5. HUMEDALES ARTIFICIALES
5.1 Antecedentes
El término de humedales construidos es relativamente nuevo; sin embargo, el
concepto es antiguo, pues se tiene conocimiento de que las antiguas culturas
como son la China y la Egipcia utilizaban a los humedales naturales para la
disposición de sus aguas residuales (Brix H, 1994 a, citado por Silva, n/d.)
Algunos de los primeros trabajos la utilización de humedales artificiales para el
tratamiento de aguas residuales comenzó en el Instituto Max Planck en 1953. Los
investigadores trataron mitigar algunos problemas de contaminación utilizando el
sistema de los humedales naturales. Su investigación comenzó con un estudio de
las plantas para determinar características que son deseables para el tratamiento
de las aguas residuales, así como cuales plantas poseían estas características. Se
encontró que las especies de plantas más adecuadas para el tratamiento son las
que tienen raíces grandes, crecen rápidamente, transpiran grandes volúmenes de
agua, y tienen raíces adventicias (House, Broome y Hoover, n/d.).
El primer reporte científico en el que se señala las posibilidades que tienen las
plantas emergentes para la remoción de los contaminantes presentes en las
aguas residuales pertenece a la Dra. Kathe Seidel del Instituto Max Planck, de
Alemania. En el informe de sus investigaciones, ella plantea que mediante el
empleo del junco común (Schoenoplectus lacustris) era posible la remoción de una
serie de sustancias tanto orgánicas como inorgánicas, así como la desaparición de
bacterias (Coliformes, Salmonella y Entero cocos) presentes en las aguas
residuales (Seidel, 1964; Seidel, 1966; Seidel, et al, 1978; citado por Silva, n/d.).
El Dr. Reinhold Kickuth de la Universidad de Hessen, en Alemania desarrolló un
humedal para el tratamiento de aguas residuales denominado Método de la zona
de raíz. Este sistema no se basa en la capacidad de vegetación palustre para
asimilar los nutrientes, en cambio, el suelo, con su tratamiento potencial inherente,
se complementa con la capacidad de las plantas de pantano para el transporte de
oxígeno a través de los tallos y las raíces a la tierra. Se trata de un medio
ambiente adecuado para la nitrificación y des nitrificación. El crecimiento de las
48
plantas también produce carbono que es una fuente de energía para las bacterias
que son responsables de las transformaciones de nitrógeno (Kickuth, 1984, citado
por House, Bergmann, Stomp y Frederick, n/d.).
Hasta el año 2000, los países donde se está trabajando más en el campo del
tratamiento de las aguas residuales con humedales artificiales son: Inglaterra,
Estados Unidos de América y Australia, debido a la mayor cantidad de recursos
económicos que en estos países se destinan a la investigación científica en
general o a la investigación relacionada con el tratamiento de aguas residuales en
particular (Pérez Olmedilla y Rojo, 2000).
En Estados unidos, el desarrollo de humedales artificiales, se dio a partir de los
avances dados en Europa y de experimentos llevados a cabo con humedales
naturales. Al principio se trataban las aguas residuales utilizando estos sistemas,
sin embargo, se dieron cuenta de que se modificaban algunas de las
características originales y se comenzaron a diseñar humedales artificiales con
resultados óptimos (Silva, n/d.).
A partir de 1970 se realizaron estudios en varias universidades y agencias del
gobierno (EPA, Ejército, NASA y Departamento de Agricultura) con humedales
artificiales como un método de tratamiento alternativo a los sistemas
convencionales existentes (Villarroel, 2005).
Como resultado de todas las investigaciones realizadas, en Estados Unidos, tanto
a nivel piloto como pruebas a gran escala, se han desarrollado en este país
diferentes conceptos para el diseño de humedales artificiales (Silva, n/d.). Según
estadísticas realizadas en 1991 en los Estados Unidos de América (USA) existen
más de 200 humedales artificiales operativos que están tratando aguas residuales
municipales, industriales y aguas de las industrias agroalimentarias (Villarroel,
2005).
En México, también se ha implementado el sistema de humedales artificiales para
el tratamiento de aguas residuales. La investigación en algunos casos lleva a
buscar nuevas mejoras a este sistema y en otros se limita a aplicarlos.
En el municipio de Cucuchucho, Michoacán, Marín, Sánchez, Guzmán y Hurtado
(2005), diseñaron e instalaron un humedal artificial de flujo subterráneo con
49
plantaciones de vegetales acuáticos de la región. Para la instalación de este
humedal se siguieron métodos establecidos a nivel mundial, con el fin de cumplir
con normas internacionales y nacionales. Este proyecto se dio dentro del
Programa de restauración Ambiental de la Cuenca del Lago de Pátzcuaro
(Michoacán), auspiciado por el Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA).
Continuando con las acciones de saneamiento contempladas dentro del Programa
de Restauración de las Condiciones Ambientales de Cuenca del Lago de
Pátzcuaro; Marín, Rodríguez, Quispe, Sánchez, Rivas (2006) instalaron un
humedal artificial de tipo subterráneo para el tratamiento de las aguas residuales
de la comunidad ribereña de Santa Fe de la Laguna.
En Tapachula, Chiapas se instaló y monitoreo un humedal subsuperficial de flujo
vertical como tratamiento terciario de aguas provenientes de la población
combinadas con las aguas provenientes del beneficiado del café. El humedal
estuvo integrado por tres celdas unidas en paralelo, con área total de 300 m2 y con
pendiente hacia las salidas del 2%. Los análisis estadísticos demostraron grandes
eficiencias de remoción (Orozco, Cruz, Rodríguez y Pohlan, 2006).
En Oaxaca se estableció un proyecto de optimización de lechos de raíces para el
tratamiento de aguas residuales municipales; se propuso con una duración de tres
años y los objetivos fueron: Conocer las características actuales de los lechos de
raíces (se trabajó durante 1999), proponer una alternativa de diseño de lecho de
raíces optimizada (también durante 1999), promover y asesorar la construcción del
sistema (durante 2000) y evaluar el comportamiento del sistema (2000-2001). Los
resultados, son demostraciones de la capacidad y eficiencia de estos sistemas
para la remoción de DBO, sólidos suspendidos y microorganismos como
coliformes y huevos de helminto, esto último se aplica si el lecho es diseñado a
nivel terciario.
La mayoría de los trabajos realizados a nivel nacional, están enfocados a
demostrar que los humedales artificiales son una buena alternativa para el
tratamiento de aguas residuales; para esto, se evalúan diversos parámetros y
comportamientos de sistemas construidos o a nivel laboratorio.
50
En 2007 investigadores mexicanos desarrollaron un nuevo método para crear
humedales artificiales que permiten el tratamiento de aguas residuales
domésticas, las cuales pueden ser utilizadas para crear jardines acuáticos donde
se cultiven plantas ornamentales de interés comercial. Se trata de un humedal
artificial que permite la creación de un jardín y cuya característica principal es que
el agua no está en contacto con el medio ambiente pues se mantiene debajo de
un lecho poroso; por otra parte, combina el tratamiento del agua residual con la
producción de plantas ornamentales (CONACYT).
5.2 Generalidades
Los humedales son zonas donde el agua es el principal factor controlador del
medio y la vida vegetal y animal asociada a él. Los humedales se dan donde la
capa freática se halla en la superficie terrestre o cerca de ella o donde la tierra
está cubierta por aguas poco profundas (Ramsar, Gland, 2006).
De acuerdo al artículo 1.1 de la Convención de Ramsar (1971), se entiende por
humedales: “las extensiones de marismas, pantanos y turberas, o superficies
cubiertas de aguas, sean éstas de régimen natural o artificial, permanentes o
temporales, estancadas o corrientes, dulces, salobres o saladas, incluidas las
extensiones de agua marina cuya profundidad en marea baja no exceda de seis
metros”.
Los humedales son complejos mosaicos compuestos por vegetales, animales y
microorganismos especialmente adaptados a las condiciones ambientales de
estos sistemas. Estos organismos, junto con procesos físicos, químicos y
biológicos son capaces de depurar el agua, eliminando grandes cantidades de
materia y productos contaminantes; por esta razón los humedales son llamados
“los riñones del mundo”. El ser humano ha tratado de aprovechar la gran
capacidad depuradora de los humedales diseñando instalaciones capaces de
reproducir las características de estos sistemas y aplicándolas al tratamiento de
las aguas residuales (Lahora, n/d).
Los sistemas diseñados para imitar las características y procesos (físicos,
químicos y biológicos) de un humedal natural son comúnmente conocidos como
51
“Humedales artificiales” o “Humedales Construidos”. Los humedales construidos
son sistemas complejos e integrados en los que tienen lugar interacciones entre el
agua, plantas, animales, microorganismos, energía solar, suelo y aire; con el
propósito de mejorar la calidad del agua residual y proveer un mejoramiento
ambiental (EPA, 1998).
Los humedales artificiales, al igual que los naturales, pueden reducir una amplia
gama de contaminantes del agua tales como: sólidos en suspensión, DBO,
nutrientes, metales, patógenos y otros productos químicos. Esta eliminación se da
por una variedad de procesos (Tabla 5.1) que incluyen la sedimentación, filtración,
metabolismo microbiano (aeróbico y anaeróbico), absorción de la planta y
respiración. La principal diferencia entre un humedal natural y un humedal artificial
es que el humedal artificial permite el tratamiento de aguas residuales bajo
diseños que se basan en objetivos específicos de calidad del efluente (Wynn,
1997).
Tabla 5.1. Procesos naturales en un humedal artificial (Seoánez, 2003).
FASE PROCESO
Acción
bacteriana
Conversión y trasformación de contaminantes. En la transformación aerobia de
los residuos orgánicos se consume oxígeno. Se realizan también
trasformaciones de productos orgánicos tóxicos. Siempre se reduce la DBO.
Absorción de
oxigeno
Si la lámina líquida del humedal no está en saturación de oxígeno disuelto, lo
toma de la atmósfera, en una aireación natural.
Desorción de
oxigeno
Es la situación contraria a la absorción de oxígeno.
Sedimentación Se debe al movimiento lento del líquido, que hace que los sólidos en suspensión
se depositen en el fondo. En ciertos casos de produce una floculación. En otros
se producen turbulencias (en la entrada) que hace que los sólidos se distribuyan
uniformemente por todo el humedal.
Degradación
natural
La supervivencia de muchos organismos tiene un plazo limitado por lo que gran
parte de ellos muere pasado un tiempo. Por otra parte, la acción fotoquímica
provoca la oxidación de muchos componentes orgánicos.
Adsorción Muchos contaminantes químicos tienden a unirse por adsorción con diversos
sólidos, lo que dependerá en gran parte de la cantidad y composición de estos
presentes en la fase líquida en forma de suspensión. Esta adsorción se
52
complementa casi siempre con la posterior sedimentación.
Volatilización Los contaminantes volátiles presentes en el líquido se trasfieren a la atmosfera.
Reacciones
químicas
A parte de las reacciones fotoquímicas en la degradación natural, en el humedal
existen fenómenos de hidrólisis, oxidaciones diversas, reducciones, etc.
Evaporación A parte de la volatilización y de la Desorción, muchos gases que se pueden
aportar con el afluente se pueden evaporar y lo mismo ocurre con parte de la
masa del humedal, que pueden ver reducido así su volumen.
El funcionamiento de los humedales artificiales se fundamenta en tres principios
básicos: (1) La actividad bioquímica de los microorganismos, (2) El aporte de
oxígeno a través de las plantas durante el día y (3) El apoyo físico de un lecho
inerte que sirve como soporte para el enraizamiento de las plantas, además de de
funcionar como material filtrante (Delgadillo, et al, 2010).
Los humedales tienen tres funciones básicas que les confieren un potencial
atractivo para el tratamiento de aguas residuales: (1) Fijan físicamente los
contaminantes a la superficie del suelo y la materia orgánica, (2) Utilizan y
transforman los elementos por medio de los microorganismos y (3) Logran niveles
de tratamiento consistentes con un bajo consumo de energía y poco
mantenimiento (EPA, 1998).
En cuanto al rendimiento, los humedales artificiales pueden tratar con eficiencia
niveles altos de DBO, sólidos suspendidos y nitrógeno (rendimientos superiores al
80 %), así como niveles significativos de trazas orgánicas, metales y patógenos.
No ocurre lo mismo con la eliminación de fosforo, que es mínima en estos
sistemas (Lara, 1999).
Las aplicaciones para humedales artificiales son variadas, incluyen tratamiento de
aguas residuales municipales, industriales y agrícolas; el sistema de humedales
también ha sido usado en el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas
(Silva y Zamora, 2005).
El tratamiento de aguas residuales por medio de humedales artificiales presenta,
al igual que otros sistemas, algunas ventajas y desventajas comparativas que
pueden tomarse en cuenta al momento de elegir el sistema de tratamiento. En la
siguiente tabla (5.2) se presentan algunas de ellas:
53
Tabla 5.2. Ventajas y desventajas del sistema de humedales artificiales (Knight, 2000).
VENTAJAS DESVENTAJAS
Bajos costos operacionales. Los costos de construcción necesitan de un capital
medio a alto.
Bajo consumo de materiales e insumos de
energía.
Para su construcción necesitan de extensiones
amplias de terreno.
Toleran una amplia gama de
contaminantes.
Acumulación de sustancias toxicas en el suelo y
sedimentos.
Método natural y sostenible para el
tratamiento de aguas residuales.
Ya que son sistemas naturales, pueden presentar
variaciones en su rendimiento debido a los cambios
estacionales.
En ellos se desarrolla una amplia gama de
procesos de depuración.
Limitado control operacional sobre los procesos de
tratamiento.
A parte de dar tratamiento a aguas
residuales pueden tener múltiples
beneficios (p.ej. hábitat para fauna
silvestre).
Bajo ciertas circunstancias los beneficios adicionales
pueden estar bajo conflicto (p.ej. causar problemas a
la fauna local, atraer fauna nociva).
5.3 Tipos de humedales artificiales
Existen dos tipos específicos de humedales artificiales, que se diferencian según
sea el sistema de circulación de las aguas aplicadas (Seoánez, 2003):
Humedal superficial de flujo libre (FWS).
Humedal de flujo subsuperficial (SSF).
5.3.1 Humedal superficial de flujo libre (FWS)
Se definen como humedales artificiales de flujo libre superficial a aquellos
sistemas en los cuales el agua está expuesta a la atmósfera. Los humedales
artificiales FWS (Free Water Surface) (Figura 5.1) consisten normalmente de una
o más cuencas o canales de poca profundidad que pueden o no tener un
recubrimiento de fondo para prevenir la percolación al agua freática susceptible a
contaminación y una capa sumergida de suelo para soportar las raíces de la
vegetación macrófita emergente. Cada sistema tiene estructuras adecuadas de
54
entrada y descarga para asegurar una distribución uniforme del agua residual
aplicada y su recolección (EPA, 2000).
La vegetación en este sistema está parcialmente sumergida en el agua, cuya
profundidad varía entre 4 a 18 pulgadas (0.1 a 0.45 m). La vegetación común para
los humedales de flujo libre incluye éneas, carrizos, juncias y juncos (Zambrano y
Saltos, 2009). El agua residual normalmente se alimenta en forma continua y el
tratamiento se produce durante la circulación del agua a través de los tallos y
raíces de la vegetación emergente (Serrano, 2008).
En estos humedales se emplea una superficie promedio de 20 m2 por persona
(PE) y las remociones obtenidas para los distintos contaminantes son elevadas
(96 % SST; 96 % DBO; 87 % DQO; 40 % NTK y 30 % PT) (Rodríguez, 2003).
Figura 5.1. Humedal superficial de flujo libre (Villarroel, 2005).
En la siguiente tabla (5.3) se presentan algunas de las ventajas y desventajas de
los sistemas de humedales superficiales de flujo libre:
Tabla 5.3. Ventajas y desventajas de un sistema de humedal FWS (EPA, 2000).
VENTAJAS DESVENTAJAS
Proporcionan tratamiento efectivo en forma
pasiva y minimizan la necesidad de equipos
mecánicos, electricidad y monitoreo por parte
de operadores adiestrados.
Las necesidades de terreno de estos
humedales pueden ser grandes, especialmente
si se requiere la remoción de nitrógeno o
fósforo.
Pueden ser menos costosos de construir,
operar y mantener, que los procesos mecánicos
de tratamiento.
El fósforo, los metales y algunos compuestos
orgánicos persistentes que son removidos
permanecen en el sistema ligados al sedimento
y por ello se acumulan con el tiempo.
55
La operación a nivel de tratamiento secundario
es posible durante todo el año con excepción
de los climas más fríos. La operación a nivel de
tratamiento terciario avanzado es posible
durante todo el año en climas cálidos o
semicalidos.
En climas fríos las bajas temperaturas durante
el invierno reducen la tasa de remoción de DBO
y de las reacciones biológicas responsables por
la nitrificación y desnitrificación.
Proporcionan una adición valiosa al "espacio
verde" a una comunidad, e incluye la
incorporación de hábitat de vida silvestre y
oportunidades para recreación pública.
La mayoría del agua contenida en los
humedales de flujo libre es esencialmente
anóxica, limitando el potencial de nitrificación
rápida del amoníaco.
No producen biosólidos ni lodos residuales que
requerirían tratamiento subsiguiente y
disposición.
Los mosquitos y otros insectos vectores de
enfermedades pueden ser un problema.
La remoción de DBO, SST, DQO, metales y
compuestos orgánicos refractarios de las aguas
residuales domésticas puede ser muy efectiva
con un tiempo razonable de retención.
5.3.2 Humedales de flujo subsuperficial (SSF)
Los SSF (Subsurface Flow) stán construidos típicamente en forma de un lecho o
canal que, al igual que el sistema FWS, puede o no tener una barrera que impida
la percolación del agua hacia el subsuelo, además contiene un medio apropiado
(grava, arena u otro material) que soporta el crecimiento de las plantas; la
vegetación emergente es la misma que en el sistema de humedal de flujo libre. El
nivel del agua está por debajo de la superficie del soporte (Figura 5.2) y fluye
únicamente a través del medio que sirve para el crecimiento de la película
microbiana, que es la responsable en gran parte del tratamiento que ocurre, las
raíces penetran hasta el fondo del lecho (Silva y Zamora, 2005).
Tiene especial importancia en este tipo de sistemas que se lleve a cabo un
tratamiento previo de las aguas residuales para remover sólidos gruesos que esta
pueda contener, con la finalidad de evitar problemas de obstrucción al medio de
soporte granular y la consecuente afectación que esto pueda tener sobre el
funcionamiento del sistema.
56
Figura 5.2. Humedal de flujo subsuperficial (Villarroel, 2005).
Al igual que para el humedal de flujo libre, se presentan para este sistema algunas
ventajas y desventajas que deben ser tomadas en cuenta (Tabla 5.4):
Tabla 5.4. Ventajas y desventajas de un sistema de humedal SSF (EPA, 2000).
VENTAJAS DESVENTAJAS
Proporcionan tratamiento efectivo en forma
pasiva y minimizan la necesidad de equipos
mecánicos, electricidad y monitoreo por parte
de operadores adiestrados.
El fósforo, los metales y algunos compuestos
orgánicos persistentes que son removidos
permanecen en el sistema ligados al sedimento
y por ello se acumulan con el tiempo.
Pueden ser menos costosos de construir,
operar y mantener, que los procesos mecánicos
de tratamiento.
Un humedal SSF requiere un área extensa en
comparación con los sistemas mecánicos
convencionales de tratamiento.
La conFiguración de los humedales SSF
proporciona una mayor protección térmica que
los humedales FWS.
La mayoría del agua contenida en los
humedales SSF es esencialmente anóxica,
limitando el potencial de nitrificación rápida del
amoníaco.
No producen biosólidos ni lodos residuales que
requerirían tratamiento subsiguiente y
disposición.
En climas fríos las bajas temperaturas durante
el invierno reducen la tasa de remoción de DBO
NH3 y NO3.
La remoción de DBO, SST, DQO, metales y
compuestos orgánicos refractarios de las aguas
residuales domésticas puede ser muy efectiva
con un tiempo razonable de retención. La
remoción de nitrógeno y fósforo a bajos niveles
puede ser también efectiva con un tiempo de
retención significativamente mayor.
Los humedales SSF no pueden ser diseñados
para lograr una remoción completa de
compuestos orgánicos, SST, nitrógeno o
bacterias coliformes. Los ciclos ecológicos en
estos humedales producen concentraciones
naturales de esos compuestos en el efluente.
57
Los mosquitos y otros insectos vectores
similares no son un problema con los
humedales SSF mientras el sistema se opere
adecuadamente y el nivel subsuperficial de flujo
se mantenga. También se elimina el riesgo de
que niños y mascotas estén expuestos al agua
residual parcialmente tratada.
Si bien los humedales SSF pueden ser de
menor superficie que los humedales FWS para
la remoción de la mayoría de los constituyentes
del agua residual, el costo mayor del medio de
grava en los humedales SSF puede dar como
resultado costos de construcción más altos
para sistemas con una capacidad mayor a
227,000 litros por día (60,000 galones por día).
Los humedales de flujo subsuperficial pueden ser de dos tipos en función de la
forma de aplicación de agua al sistema: (1) Humedales SSF de flujo horizontal y
(2) Humedales SSF de flujo vertical (Delgadillo, et al, 2010).
Humedales SSF de flujo horizontal: En este tipo de sistemas el agua circula
horizontalmente a través del medio granular y los rizomas y raíces de las plantas.
El agua ingresa al sistema por la parte superior de un extremo y es recogida por
un tubo de drenaje en la parte inferior opuesta (Figura 5.3). La profundidad del
agua es de entre 0.3 y 0.9 m. Se caracterizan por funcionar permanentemente
inundados (el agua se encuentra entre 0.05 y 0.1 m por debajo de la superficie) y
con cargas de alrededor de 6 g DBO/m2/día (García y Corzo, 2008).
Los humedales con flujo subsuperficial horizontal son sistemas eficientes en la
remoción de DBO y SST, sin embargo, no son eficientes en la remoción de
nutrientes. La calidad de los efluentes depende de la calidad del agua residual
afluente, aunque se plantea que las eficiencias medias logradas son de: 91 % para
los SST; 89 % para la DBO; 33 % NT y 32 % PT (Rodríguez, 2003).
Figura 5.3 Humedal SSF con flujo horizontal (García y Corzo, 2009).
58
Humedales SSF de flujo vertical: Los sistemas verticales con flujo subsuperficial
son cargados intermitentemente. De esta forma, las condiciones de saturación en
la cama son seguidas por periodos de instauración estimulando el suministro de
oxígeno. Este tipo de humedales las aguas residuales son aplicadas de arriba
hacia abajo por medio de un sistema de tuberías de y recogidas posteriormente
por una red de drenaje situada en el fondo del humedal, como se observa en la
Figura 5.4 (Delgadillo, et al, 2010).
Los sistemas con flujo vertical operan con cargas superiores que los horizontales
(entre 20 y 40 g DBO/m2/día) y llegan a producir efluentes más oxigenados y sin
malos olores (García, et al, n/d).
Figura 5.4. Humedal SSF con flujo vertical (García y Corzo, 2009).
5.4 Elementos de un humedal artificial
Los humedales artificiales consisten en el diseño correcto de una “cubeta” que
contiene agua, substrato, vegetación emergente y otros componentes como los
microorganismos e invertebrados acuáticos (Villarroel, 2005).
5.4.1 Agua
Los sistemas de tratamiento con humedales construidos han sido usados,
generalmente, para tratar aguas residuales municipales, sin embargo también han
sido aplicados para la depuración de aguas industriales, escorrentía de aguas
59
agrícolas y de lluvia, lixiviados de vertederos, rebose de alcantarillados
combinados, drenaje de minas y aguas residuales domesticas en pequeños
humedales tras tanques sépticos convencionales (Lara, 1999).
La hidrología es el factor más importante de diseño en humedales artificiales
porque conecta todas las funciones del humedal y porque es, a menudo, el factor
principal de éxito o fracaso de este. Mientras la hidrología de un humedal
construido no es muy diferente que la de otras aguas superficiales y cercanas a
superficie puede diferir en algunos otros aspectos importantes (Davis, 1995):
Pequeños cambios en la hidrología pueden tener efectos en él humedal y
en la efectividad del tratamiento.
Debido al área superficial del agua y su poca profundidad, el sistema actúa
fuertemente con la atmósfera a través de la lluvia y la evapotranspiración.
La densidad de la vegetación puede afectar fuertemente su hidrología, ya
sea obstruyendo caminos de flujo, siendo sinuoso el movimiento del agua a
través de la red de tallos, hojas y raíces; o bloqueando la exposición del
sistema al viento y al sol.
5.4.2 Substrato, sedimentos y restos de vegetación
Los sustratos en los humedales construidos incluyen suelo, arena, grava y roca.
Algunos sedimentos y restos de vegetación se acumulan en el humedal debido a
la baja velocidad del agua y a la alta productividad típica de estos sistemas. El
sustrato, sedimentos y los restos de vegetación en estos sistemas son importantes
por varias razones (Rodríguez, 2008):
Soportan a muchos de los organismos vivientes en el pantano.
La permeabilidad del substrato afecta el movimiento del agua a través del
pantano.
Muchas transformaciones químicas y biológicas (sobre todo microbianas)
tienen lugar dentro del substrato.
El substrato proporciona almacenamiento para muchos contaminantes.
La acumulación de restos de vegetación aumenta la cantidad de materia
orgánica en el pantano. La materia orgánica da lugar al intercambio de
60
materia, la fijación de microorganismos y es una fuente de carbono, que es
la fuente de energía para algunas de las más importantes reacciones
biológicas en el pantano.
5.4.3 Vegetación
En los humedales construidos se han utilizado una variedad de plantas
emergentes semejantes a las encontradas en los humedales naturales. Las
plantas que con más frecuencia se utilizan son: las espadañas o eneas (Typha
spp.), la caña o junquillo (Phragmites spp.) y los juncos (Juncus spp.) (Scirpus
spp.) y (Carex spp), en la Figura 5.5 se esquematizan algunas de las plantas más
comunes en humedales artificiales. Las plantas presentan varias propiedades que
las hacen ser un componente indispensable en los humedales construidos. La
función de mayor importancia de las macrofitas en relación con el proceso de
tratamiento de las aguas residuales es el efecto físico que producen. Las
macrofitas estabilizan la superficie del lecho proporcionando buenas condiciones
para la filtración y, en el caso de los sistemas con flujo vertical, previniendo las
obstrucciones, además de proporcionar área superficial para el crecimiento de los
microorganismos adheridos (Rodríguez, 2003).
Las plantas pueden ser emergentes, flotantes y/o sumergidas. Estas permiten que
se establezca la película microbiana y por medio de las raíces inyectan aire al
soporte y a la fase acuosa, esto origina que existan, dentro del humedal,
secciones aerobias y otras anaerobias, favoreciendo así la existencia de una
mayor variedad de microorganismos. Además, toman parte de los nutrientes
disueltos para la producción de biomasa y al regular el paso de los rayos solares a
través de la columna de agua limitan el crecimiento de algas (Burciaga, 2008).
61
Figura 5.5. Plantas acuáticas comunes (EPA, 1988).
La vegetación de un humedal contribuye al tratamiento del agua residual y
escorrentía de varias maneras (Rodríguez, 2008):
Estabiliza el sustrato y limita la canalización del flujo.
Da lugar a velocidades de agua bajas y permite que los materiales
suspendidos se depositen.
Toma el carbono, nutrientes y elementos de traza y los incorpora a los
tejidos de la planta.
Transfiere gases entre la atmósfera y los sedimentos.
El escape de oxígeno desde las estructuras subsuperficiales de las plantas,
oxigena otros espacios dentro del sustrato.
El tallo y los sistemas de la raíz dan lugar a sitios para la fijación de
microorganismos.
Cuando muere y se deteriora da lugar a restos de vegetación.
5.4.4 Microorganismos
Una característica fundamental de los humedales es que sus funciones son
principalmente reguladas por los microorganismos y su metabolismo. Entre los
microorganismos presentes en estos sistemas se incluyen bacterias, levaduras,
hongos y protozoarios. La biomasa microbiana consume gran parte del carbono
orgánico y muchos nutrientes (Davis, 1995).
62
La actividad microbiana en un sistema de humedal (Rodríguez, 2008):
Transforma un gran número de sustancias orgánicas e inorgánicas en
sustancias inocuas o insolubles.
Altera las condiciones de potencial redox del substrato y así afecta la
capacidad del proceso del pantano.
Está involucrada en el reciclaje de nutrientes.
En las zonas del humedal, donde predomina el oxígeno liberado por las raíces de
las plantas y el oxígeno proveniente de la atmosfera, se desarrollan colonias de
microorganismos aerobios y en el resto del sistema predominan los
microorganismos anaerobios. Los principales procesos que llevan a cabo los
microorganismos son la eliminación de materia orgánica así como la eliminación
de nutrientes y elementos traza (Delgadillo, 2010).
Cuando las características del agua que entra al sistema presentan pocas
variaciones, las comunidades microbianas pueden ajustarse a los cambios y
seguir extendiéndose. En cambio, cuando son muy cambiantes o no son
favorables muchos microorganismos se inactiva y pueden permanecer en este
estado por mucho tiempo. Gracias a esta plasticidad se asegura que existan
reservas de microorganismos en el sistema, incluso en condiciones ambientales
adversas (Burciaga, 2008).
La comunidad microbiana de un humedal artificial puede ser afectada por
sustancias tóxicas, como pesticidas y metales pesados y debe tenerse cuidado
para prevenir que tales sustancias se introduzcan en las cadenas tróficas en
concentraciones perjudiciales (Rodríguez, 2008).
5.5 Mecanismos y rendimientos en la eliminación de contaminantes
En un humedal artificial se desarrollan diferentes mecanismos de remoción de
contaminantes del agua residual. Un amplio rango de procesos biológicos, físicos
y químicos tienen lugar, por lo tanto la influencia e interacción de cada
componente involucrado es bastante compleja (Delgadillo, 2010).
En la siguiente tabla (5.5) se muestran los principales procesos y mecanismos de
remoción que ocurren en los humedales artificiales.
63
Tabla 5.5. Principales mecanismos de remoción y trasformación de los contaminantes en
humedales (Rodríguez, 2003).
CONSTITUYENTES DEL AGUA RESIDUAL MECANISMOS DE REMOCIÓN
Sólidos suspendidos Sedimentación/Filtración
Materia orgánico biodegradable (DBO) Degradación microbiana (aerobia, anaerobia y
facultativa)
Sedimentación y filtración
Nitrógeno Amonificación seguida por la nitrificación-
desnitrificación bacteriana
Volatilización del amonio
Toma por la planta
Fósforo Sorción en el suelo (reacciones de adsorción-
precipitación con el aluminio, hierro, calcio y
minerales de la arcilla en el suelo)
Toma por la planta
Metales pesados Sedimentación
Adsorción sobre la superficie de la planta y los
detritos
Patógenos Sedimentación/Filtración
Muerte natural
Radiaciones ultra violeta
Excreción de antibióticos por las raíces de las
plantas
Los procesos descritos en la Tabla 5.5 se esquematizan en la Figura 5.6.
Los sistemas de humedales pueden tratar con efectividad altos niveles de
demanda bioquímica de oxígeno (DBO), sólidos suspendidos (SS) y nitrógeno, así
como niveles significativos de metales, compuestos orgánicos y patógenos. La
remoción de fósforo es mínima debido a las limitadas oportunidades de contacto
del agua residual con el suelo (Lara, 1999).
64
Figura 5.6. Procesos de depuración de los humedales artificiales (Lara, 1999).
5.5.1 Remoción de DBO
En los humedales artificiales la remoción de materia orgánica sedimentable es
muy rápida, debido a la poca velocidad en los sistemas de flujo libre y la
deposición y filtración de sistema subsuperficial, donde cerca del 50% de la DBO
aplicada es removida en los primeros metros del humedal (Rodríguez, 2008).
En estos sistemas la remoción de la DBO soluble y suspendida se lleva a efecto
por una serie de mecanismos diferentes. La DBO que se encuentra en forma
soluble es removida mediante la degradación biológica realizada por los
microorganismos adheridos a la superficie de las plantas y los detritos, así como
por los microorganismos que se encuentran en la columna de agua, como sucede
en los sistemas con flujo libre o los que se encuentran adheridos al medio soporte
en los sistemas con flujo subsuperficial. Por otra parte, las bajas velocidades que
se producen en el sistema, así como la presencia de las plantas y del medio
soporte para el caso de los sistemas con flujo subsuperficial, hacen que se
favorezca la filtración, floculación y sedimentación de la materia orgánica que se
encuentra en forma suspendida. Los sólidos orgánicos removidos por
sedimentación y filtración, así como la vegetación muerta ejercerán una demanda
de oxígeno. Como resultado, la DBO afluente al humedal se remueve rápidamente
a medida que el agua avanza en el sistema. Los compuestos orgánicos solubles
65
son, en su mayoría, degradados de forma aerobia; sin embargo, en algunos casos
la degradación anaerobia puede ser significativa (Rodríguez, 2003).
En climas relativamente cálidos, la remoción de DBO observada durante los
primeros días es muy rápida. La remoción subsiguiente está muy limitada y se
cree que está influida por la producción de DBO residual debida a la
descomposición de los residuos de las plantas. Esto hace que estos sistemas
sean únicos, ya que producen DBO dentro del sistema a partir de fuentes
naturales, por lo tanto no es posible diseñar un sistema para una salida de cero
DBO, independientemente del tiempo de retención hidráulica. En términos
generales la DBO del efluente puede estar entre 2 y 7 mg/l (Lara, 1999).
5.5.2 Remoción de sólidos suspendidos
Aunque la mayor parte de los sólidos suspendidos y sedimentables son removidos
en el tratamiento previo, los humedales filtran y sedimentan los remanentes
complementando la remoción. Las raíces de la macrofitas y el sustrato reducen la
velocidad del agua favoreciendo los procesos de filtración y sedimentación. Es
importante recordar que el tratamiento previo es importante para evitar
obstrucciones así como la rápida colmatación del humedal (Delgadillo, 2010).
La remoción de sólidos es muy efectiva en los dos tipos de humedales. La gran
parte de la remoción ocurre en los primeros metros a la entrada, debido a las
condiciones tranquilas y a la poca profundidad del agua en el sistema (Silva y
Zamora, 2005).
El rendimiento de eliminación de la materia en suspensión tanto en sistemas de
flujo libre como en sistemas subsuperficiales (horizontales o verticales) suele ser
muy elevado. Normalmente es de más del 90% produciendo efluentes con
concentraciones menores de 20 mg/l de forma sistemática (García y Corzo, 2008).
5.5.3 Remoción de Nitrógeno
La remoción de nitrógeno puede ser muy efectiva en ambos tipos de sistemas de
humedales artificiales y los principales mecanismos de eliminación son similares
para los dos casos. Aunque ocurre la asimilación de nitrógeno por parte de las
66
plantas, solo una pequeña fracción del nitrógeno total puede ser eliminada por
esta vía (aproximadamente 10% y solamente si hay poda de planta). La remoción
general de nitrógeno en humedales puede alcanzar valores por encima del 80%
(Rodríguez, 2008).
La nitrificación/desnitrificación es la principal vía para remover nitrógeno en estos
sistemas. Los humedales artificiales alimentan el proceso de desnitrificación
usando fuentes de carbón derivadas de la biomasa producida dentro del humedal.
Las remociones de nitrógeno total Kjeldahl (NTK) para tiempos de retención de 5 a
7 días generalmente producen un efluente con NTK (nitrógeno orgánico mas
nitrógeno amoniacal) menor a 10 mg/l (EPA, 1988).
La nitrificación es realizada por bacterias autótrofas aeróbicas que aprovechan el
poder reductor del amonio y éste se convierte en nitrato. La nitrificación requiere
de 4,6 mg de oxígeno por cada miligramo de amonio (expresado como nitrógeno).
La reacción de la desnitrificación permite eliminar el nitrato formado previamente
por la nitrificación y convertirlo en nitrógeno gas. Esta reacción sólo ocurre en
condiciones anóxicas y en presencia de materia orgánica, ya que es realizada por
bacterias heterotróficas (García y Corzo, 2008).
Debido a que en las aguas residuales la mayor parte del nitrógeno se encuentra
en estado reducido, para que ocurra remoción del nitrógeno en forma de
compuestos gaseosos, es necesario que ocurra la nitrificación primero y luego la
desnitrificación. Por otra parte, para que ocurra la nitrificación se requiere que se
haya removido la mayor parte de la DBO (a menos de 20 mg/ L); sin embargo,
para la desnitrificación se requiere que haya una cierta cantidad de materia
orgánica, se estima que se requieren entre 5-9 mg/l de DBO para desnitrificar 1 g
de N-NO3. La mayor fuente de materia orgánica utilizada en los humedales para la
desnitrificación son los detritos de plantas y otras fuentes naturales, es por esto
que generalmente los sistemas con flujo libre son más eficientes que los sistemas
con flujo subsuperficial en la remoción de nitrógeno (Rodríguez, 2003).
67
5.5.4 Remoción de Fosforo
Igual que en los sistemas de depuración biológicos convencionales, la eliminación
de fósforo en los humedales es complicada, en general no se suele eliminar más
del 10-20% (García y Corzo, 2008).
En los sistemas de humedales la remoción de fosforo no es muy efectiva debido a
que el contacto entre el agua residual y el suelo (cuando el sistema está en
contacto con la tierra) es limitada. Esta limitación se pude compensar diseñando
lechos sumergidos que sirven de material de soporte, la presencia de arcilla, hierro
y aluminio en estos lechos aumenta el potencial para remover fósforo. Sin
embargo, el uso de estos medios reduce la capacidad hidráulica y se requiere un
área más grande para el tratamiento (Silva y Zamora, 2005).
Los mecanismos principales para la remoción del fósforo son: la adsorción, la
formación de complejos, la precipitación y la toma por las plantas. La remoción de
fósforo inorgánico a través de la toma por la planta es una vía rápida, sin embargo,
es necesaria la poda de plantas para evitar que el fosforo ya asimilado retorne al
sistema. La adsorción del fósforo a las partículas del suelo es un proceso de
remoción importante. La capacidad de adsorción depende de la presencia de
hierro, aluminio o calcio en el suelo, así como de la presencia de minerales de
arcilla o materia orgánica. Además del carácter reversible del proceso de
adsorción del fósforo, el cual depende de las condiciones redox, la adsorción
también está sujeta a la saturación, considerándose que cada suelo tiene una
capacidad de adsorción limitada y luego de que estos sitios estén ocupados no
ocurrirán nuevas adsorciones. Además del proceso de adsorción-desorción, el
fosfato también puede ser precipitado con hierro, aluminio y ciertos compuestos
del suelo. Este proceso el cual incluye la fijación del fosfato a la matriz de
minerales de arcilla y la formación de complejos con metales, tiene una velocidad
mucho más lenta que el proceso de adsorción, pero no está sujeto a una
saturación tan rápida. Otra forma de remoción del fósforo es mediante la
acumulación y almacenamiento en la materia orgánica (Rodríguez, 2003).
68
5.5.5 Remoción de metales
Los metales tienen una alta afinidad para la adsorción y complejización con
material orgánico. Los metales pueden encontrarse en formas solubles o como
partículas asociadas, siendo las primeras las formas más biodisponibles
(Delgadillo, 2010).
Se considera que la remoción de metales sea semejante a la remoción del fósforo;
pero poco se conoce acerca de los mecanismos que ocurren. Entre los
mecanismos propuestos se incluyen la adsorción, sedimentación, precipitación
química y toma por las plantas. Al igual que en el proceso de remoción de fósforo,
los metales pueden liberarse durante cierto período, los cuales se han asociado a
cambios en los potenciales redox dentro del sistema (Rodríguez, 2003).
5.5.6 Remoción de patógenos
Los organismos patógenos presentes en las aguas residuales a tratar se eliminan
en los Humedales Artificiales por diferentes mecanismos, destacando entre ellos
(Gómez, n/d):
La absorción de los patógenos sobre las partículas del sustrato filtrante.
La toxicidad que sobre los organismos patógenos ejercen los antibióticos
producidos por las raíces de las plantas.
La acción depredadora de bacteriófagos y protozoos.
En el caso de los humedales con flujo libre, las radiaciones ultravioletas también
pueden provocar la muerte de los patógenos (Rodríguez, 2003).
Generalmente los humedales pueden reducir coliformes fecales en uno o dos
órdenes logarítmicos, en algunos casos se han obtenido 200 UFC/100 ml o menos
(Lahora, n/d). La eliminación de coliformes fecales se ajusta a modelos de cinética
de primer orden, lográndose la mayor parte del abatimiento en los primeros tramos
de los humedales de forma que hacia la mitad de los mismos ya se han removido
cerca del 80% de estos microorganismos (Gómez, n/d).
Cuando se presentan eventos intensos de lluvia, los picos de caudal influyen
negativamente en la eficiencia de remoción de coliformes fecales. Por este motivo,
69
la mayoría de los sistemas de humedal utilizan alguna forma de desinfección final
(Lara, 1999).
5.5.7 Tratamiento preliminar
Para los dos casos, humedales FWS y SFS, se usa y se recomienda tratamiento
preliminar. Este puede estar dado por tanques sépticos, tanques Imhoff, lagunas,
tratamiento preliminar convencional o sistemas similares.
Este tratamiento preliminar tiene por objeto reducir la concentración de los sólidos
orgánicos difícilmente degradables que de otra manera se acumularían en la zona
de entrada del humedal y que producirían atascamientos, posibles olores y efectos
negativos en las plantas de esta zona. Un reactor anaeróbico preliminar podría ser
útil para reducir la carga orgánica y el contenido de sólidos de un agua residual
industrial muy concentrada.
5.6 Consideraciones de construcción
Los aspectos más importantes a tener en cuenta para la construcción de
humedales son básicamente, la impermeabilización de la capa superficial del
terreno, la selección y colocación del medio granular para el caso de los sistemas
SSF, el establecimiento de la vegetación y las estructuras de entrada y salida
(Silva y Zamora, 2005)
5.6.1 Impermeabilización
La impermeabilización es uno de los factores más importantes en la construcción
de los humedales. Consiste en colocar una barrera impermeable (capa de arcilla,
bentonita, asfalto, membranas o algún tipo de fibra sintética) para aislar la
contaminación del suelo y de aguas subterráneas. El fondo del humedal deberá
ser compactado y nivelado con una ligera pendiente para asegurar el drenaje
además de proporcionar las condiciones necesarias para el flujo del sistema. El
material impermeable deberá quedar colocado el toda la longitud y ancho del
lecho (Sotomayor, n/d).
70
5.6.2 Medio granular
La principal característica del medio es que debe tener la permeabilidad suficiente
para permitir el paso del agua a través de él. Esto obliga a utilizar suelos de tipo
granular principalmente grava seleccionada con un diámetro de 5 mm
aproximadamente y con pocos finos (Delgadillo, 2010).
El medio granular debe ser limpio (exento de finos), homogéneo, duro, durable y
capaz de mantener su forma a largo plazo. Además, debe permitir un buen
desarrollo de las plantas y del biofilm (García y Corzo, 2008).
El medio granular en el deberá ser colocado directamente sobre la membrana
impermeabilizante la cual deberá tener las propiedades mecánicas necesarias
para soportarlo sin llegar a perforarse. La selección del material granular es un
paso crítico, ya que de él depende gran parte del éxito del sistema. Puede usarse
roca triturada y seca, pero con este material existe el problema de la segregación
de finos, que más tarde darán lugar a posibles atascamientos, por lo que es
preferible la utilización de piedra lavada o grava aunque también pueden utilizarse
agregados gruesos de los usados en la fabricación de concreto (Rodríguez, 2008).
En los humedales verticales el medio granular es de tipo heterogéneo ya que se
disponen tres capas horizontales con distinta granulometría, la cual aumenta con
la profundidad del lecho. La capa más superficial es de arena gruesa, la
intermedia de grava y la del fondo de grava gruesa. Esta disposición se adopta
para que el paso del agua por el lecho no sea excesivamente rápido o lento
(García y Corzo, 2008).
5.6.3 Vegetación
La selección de la vegetación que se va a usar en un sistema de humedales debe
tener en cuenta las características de la región donde se realizará el proyecto, así
como las siguientes recomendaciones (García y Corzo, 2008):
Las especies deben ser colonizadoras activas, con eficaz extensión del
sistema de rizomas.
Deben ser especies que alcancen una biomasa considerable por unidad de
superficie para conseguir la máxima asimilación de nutrientes.
71
La biomasa subterránea debe poseer una gran superficie específica para
potenciar el crecimiento del biofilm.
Se debe tratar de especies que puedan crecer fácilmente en las
condiciones ambientales del sistema proyectado.
Debe tratarse de especies con una elevada productividad.
Las especies deben tolerar los contaminantes presentes en las aguas
residuales.
Se deben utilizar especies propias de la flora local.
Las plantas emergentes que frecuentemente se encuentran en la mayoría de los
humedales para aguas residuales incluyen (Silva y Zamora, 2005):
Espadaña: Se ubica en distribución robusta, capaz de crecer bajo diversas
condiciones medioambientales, algunas tienen una relativa baja penetración en
grava (0.3 m), por lo que es recomendable para sistemas FWS.
Figura 5.7. Typha spp. (Lara, 1999).
Junco: Son de la familia de las ciperáceas, son perennes y crecen en grupos. Los
juncos son capaces de crecer bien en agua desde 5 cm a 3 m de profundidad,
72
pueden crecer en grava hasta 0.6 m por lo que son muy utilizadas en SSF, las
temperaturas deseables son 16-27 ºC y un pH de 4-9.
Figura 5.8. Scirpus spp.
Carrizo: Es una planta perenne con altos y extensos rizomas. Los sistemas que
utilizan carrizos pueden ser más eficaces en la transferencia de oxigeno por los
rizomas que penetran más profundamente de forma vertical que las espadañas
pero menos que los juncos 0.4 m, esta especie posee poco valor alimenticio por lo
cual no son atacadas por animales.
Figura 5.9. Phragmites spp.
73
5.6.4 Estructuras de entrada y salida
Zona de entrada: Es donde se distribuye el efluente. Ocupa todo el ancho del
sistema y tiene entre 0.3 y 0.5 m de largo. Es donde se ubica el caño de entrada
que conecta la cámara séptica con el humedal. La boca del caño que se ubica
dentro del canal se conecta mediante una tubería en T de 110 o 75 mm a dos
caños perforados cada 10 cm tapados en sus extremos libres que cubren todo el
ancho del humedal. La zona de entrada deberá ser rellenada con piedras grandes
de 15 a 20 cm de diámetro lo que asegura la distribución homogénea de las aguas
residuales.
Zona de salida: Al igual que la zona de entrada tiene entre 0.3 y 0.5 m de largo y
su material de relleno consiste en la misma piedra gruesa. La forma del canal se
diseña de manera que la circulación del agua se concentre hacia el punto en
donde está instalado el caño de salida, diseños arriñonados o en forma de pétalo
pueden dar rendimientos mejores que las formas rectangulares (Proyecto Hornero,
2007).
5.7 Consideraciones ambientales y de salud pública
La protección de la salud pública es el propósito principal de tratamiento de aguas
residuales, la protección del medio ambiente es el segundo propósito fundamental.
Es responsabilidad de los ingenieros, científicos y funcionarios públicos
involucrados garantizar que los sistemas de tratamiento de residuos cumplan con
estos propósitos (EPA, 1988).
Existen dos tendencias convergentes para motivar a los ingenieros a utilizar los
sistemas naturales (humedales y sistemas acuáticos con plantas) como una
alternativa de tratamiento viable. La primera tendencia es la creciente demanda de
agua en una época en que las fuentes más económicas de suministro ya se han
utilizado. La segunda tendencia es el creciente volumen de desechos biológicos y
químicos que potencialmente pueden contener las aguas residuales que entran a
un sistema de tratamiento.
74
Desde el punto de vista de salud humana y ambiental los sistemas naturales
tienen, potencialmente, más puntos de contacto con el medio ambiente y con el
público debido a las grandes superficies de terreno que abarcan estos sistemas.
Cualquier aplicación futura de las aguas residuales tratadas por humedales
artificiales debe estar libre de riesgos innecesarios para la salud pública. Sin
embargo, el monitoreo de efluentes puede resultar complicado porque los
indicadores de organismos (p.ej. coliformes totales) no muestran claramente el
grado de tratamiento de aguas residuales, es decir, la eliminación de
microorganismos patógenos.
En cuanto al medio ambiente, las principales sustancias que son motivo de
preocupación por la contaminación que provocan en las aguas se centran en el
nitrógeno, fósforo, organismos patógenos (bacterias, virus, protozoarios y
helmintos), metales pesados (cadmio, cobre, cromo, plomo, mercurio, selenio y
zinc) y trazas orgánicas (compuestos sintéticos altamente estables, especialmente
hidrocarburos clorados). El problema de salud se vuelve importante cuando las
aguas están contaminadas por nitrógeno, metales, patógenos o sustancias
orgánicas (EPA, 1988).
Como hemos visto, existen muchas sustancias contenidas en las aguas residuales
que pueden causar serias afectaciones a la salud humana y al medio ambiente,
haciendo al sistema de tratamiento, algunas veces, peligroso en sí mismo. En la
siguiente tabla (5.6) se muestran algunos contaminantes y los efectos que estos
pueden llegar a tener sobre la salud humana y el medio ambiente:
Tabla 5.6. Contaminantes y tema de interés (EPA, 1988).
CONTAMINANTE INTERÉS
Nitrógeno
Salud Afectación principalmente en niños.
Ambiente Eutrofización.
Fosforo
Salud No tiene impacto directo.
Ambiente Eutrofización.
Patógenos
75
Salud Afectan agua de abastecimiento y cultivos
Ambiente Acumulación en el suelo y afectación a fauna.
Metales
Salud Afectan agua de abastecimiento y cultivos, están presentes en la
cadena alimenticia.
Ambiente Daños al suelo a largo plazo, tóxicos para plantas y animales
Trazas orgánicas
Salud Afectan agua de abastecimiento, cultivos y animales, están presentes
en la cadena alimenticia.
Ambiente Acumulación en suelo.
5.8 Consideraciones para la selección del sitio
La elección de un sitio adecuado para el desarrollo del sistema de humedales
puede ahorrar significativos costos de construcción. La selección del sitio debe
considerar los siguientes parámetros: topografía, permeabilidad del suelo, uso
actual y acceso al terreno, recursos ambientales del sitio y los posibles efectos
que a ellos pueda ocasionar. Un sitio adecuado para una construcción de
humedales es aquel que (Davis, 1995):
Se encuentra convenientemente ubicado en la fuente de las aguas
residuales.
Tiene una pendiente suave, de modo que el agua pueda fluir a través del
sistema por gravedad.
Posee suelos que pueden ser lo suficientemente compactados para reducir
al mínimo la filtración a las aguas subterráneas.
Está por encima del nivel freático.
No se encuentra en una llanura propensa a inundaciones.
No posee especies amenazadas o en peligro de extinción.
No posee recursos arqueológicos o históricos.
5.8.1 Topografía
El terreno apto para la instalación de un sistema de humedales es uno que posea
una topografía uniforme horizontal o en ligera pendiente. Esto se debe a que los
76
sistemas de flujo libre se suelen diseñar con depósitos o canales horizontales y
que los sistemas de flujo subsuperficial se suelen diseñar y construir con
pendientes del 1% o superiores. A pesar de que es posible construir depósitos en
terrenos de más pendiente y con topografía más irregular, el movimiento necesario
de tierras aumentara los costos de construcción del sistema. En consecuencia los
sistemas de terrenos pantanosos se suelen construir con pendientes inferiores al
5% (Silva y Zamora, 2005).
5.8.2 Uso actual y acceso al terreno
El sitio donde será construido el humedal deberá ser accesible para el personal, la
entrada de vehículos y equipos necesarios para la construcción y el
mantenimiento del sistema. El uso actual, futuro y los valores de la tierra también
afectará a la aptitud de un sitio la construcción de los humedales. Las opiniones de
los residentes de la zona y la de los grupos de interés ambiental y público deben
ser consideradas al momento de elegir. Si el humedal ha de ser construido en
terrenos privados se debe proporcionar una amplia zona de amortiguamiento entre
el sistema y los terrenos circunvecinos (Davis, 1995).
5.8.3 Permeabilidad del suelo
Algunas veces es posible no tener que impermeabilizar la zona donde se
construirá el humedal, para ello es necesario que el sitio posea suelos con bajas
permeabilidades, lo cual impedirá la filtración del agua hacia capas más
profundas.
La permeabilidad más deseada del suelo es de 10-6 a 10-7 m/s (0.14 a 0.014 in/h).
Un suelo con arcillas de arena y arcillas limosas puede ser adecuado cuando se
ha de compactar. En los suelos arcillosos pesados, la adicione de turba o musgo a
la capa superior del suelo mejora la permeabilidad y acelera el crecimiento inicial
de las plantas (EPA, 1988).
77
5.8.4 Recursos ambientales
Para evitar daños importantes al sitio, la presencia o ausencia de algunos recursos
importantes del medio ambiente deben ser determinadas. Se debe tomar en
cuenta la existencia de aguas superficiales y subterráneas, las cuales, de existir
en el sitio, traerían como consecuencia posibles inundaciones y problemas de
drenaje. Un humedal construido no debe estar situado sobre una llanura propicia a
inundación a menos que se puedan tomar medidas especiales para limitar este
impacto. Generalmente, todos estos recursos pueden ser identificados y
evaluados mediante bases de datos existentes (Davis, 1995).
5.9 Operación, mantenimiento y monitoreo
Debido a que los humedales artificiales son sistemas naturales de tratamiento, su
operación es principalmente pasiva y requiere poca intervención del operador. La
operación consiste en procedimientos simples y en el control de algunos requisitos
necesarios para un buen funcionamiento. El operador debe estar atento, tomar las
medidas adecuadas cuando surjan problemas y llevar a cabo el seguimiento y
control operativo del sistema en caso necesario. La mayoría de los autores
coinciden en que la función del operador se enfoca básicamente en (EPA, 2000):
Ajustar los niveles de agua
Mantenimiento de la uniformidad de flujo (de entrada y salida).
Control y mantenimiento de la vegetación.
Control de olores.
Control de insectos y plagas.
Las actividades de operación y mantenimiento (O/M) deberán ser descritas en un
plan por escrito el cual será elaborado durante el proceso de diseño del sistema.
El plan puede ser actualizado para reflejar características específicas del sistema
reveladas durante la operación. El plan debe proporcionar un calendario de rutina
sobre la limpieza de los sistemas de distribución, presas, diques y sobre la
inspección y supervisión del sistema (Davis, 1995).
78
La vigilancia de rutina es un punto esencial en la gestión de un humedal. Además
de los requisitos reglamentarios también deberán ser supervisados y evaluados
los siguientes factores: las tasas de entrada y salida, la calidad y niveles del agua
y los indicadores de condiciones biológicas. El monitoreo de las condiciones
biológicas incluye medición de las poblaciones microbianas, supervisión a los
cambios en la calidad del agua, medición del porcentaje de cobertura de especies
de microorganismos dominantes y macro-invertebrados bentónicos. Con el tiempo,
estos datos ayudan al diseñador predecir problemas potenciales y seleccionar
acciones correctivas adecuadas (EPA, 2000)
79
6. MODELOS DE DISEÑO PARA HUMEDALES ARTIFICIALES
6.1 Modelo general de diseño
Los sistemas de humedales artificiales pueden ser considerados como reactores
biológicos y su rendimiento puede ser estimado mediante una cinética de primer
orden de flujo a pistón para la remoción de DBO y nitrógeno. Los modelos de
diseño presentados son los sugeridos por Sherwood C. Reed en su libro Natural
Systems for Waste Management and tratment.
Todos los modelos de diseño que se usan actualmente asumen condiciones
uniformes de flujo a pistón y que además no existen restricciones para el contacto
entre los constituyentes del agua residual y los organismos responsables del
tratamiento.
La siguiente es la ecuación básica de los flujos a pistón:
Donde:
: Concentración del contaminante en el efluente (mg/l)
: Concentración del contaminante en el afluente (mg/l)
: Constante de reacción de primer orden dependiente de la temperatura ( )
: Tiempo de retención hidráulica (día)
El tiempo de retención hidráulica en el humedal puede ser calculado con la
siguiente expresión:
Donde:
: Porosidad
Profundidad del humedal (m)
Área superficial del humedal (m2)
Caudal medio a través del humedal (m3/día)
80
Puede ser necesario calcular el caudal medio mediante la anterior expresión, para
compensar las pérdidas o ganancias de agua causadas por filtración o
precipitaciones a lo largo del flujo del agua residual a través del humedal. Un
diseño conservador debe asumir que no existen pérdidas por filtración y adoptar
una estimación razonable de las pérdidas por evapotranspiración y ganancias por
lluvia de los registros históricos del lugar, para cada mes de la operación. Esto
requiere una primera suposición del área superficial del humedal para poder
calcular el agua extra que entra o sale. Es usualmente razonable para un diseño
preliminar suponer que los caudales de entrada y salida son iguales.
Es entonces posible determinar el área superficial del humedal combinando las
ecuaciones (1) y (2):
El valor de para las ecuaciones (1) y (3) depende del contaminante que se
quiere eliminar y de la temperatura.
Como las reacciones biológicas del tratamiento dependen de la temperatura, es
necesario, para un buen diseño, estimar la temperatura del agua en el humedal. El
rendimiento y la viabilidad de los humedales de tipo FWS en climas muy fríos
están también influidos por la formación de hielo en el sistema. En el caso
extremo, un humedal relativamente poco profundo podría congelarse, lo que daría
lugar a un cese del proceso. Por tanto, se trataría también el procedimiento de
cálculo para estimar la temperatura del agua en el humedal y el grosor de la capa
de hielo de formarse ésta.
6.2 Diseño Hidráulico
El diseño hidráulico de un humedal artificial es crítico para el éxito de su
rendimiento. Todos los modelos de diseño que se usan actualmente asumen
condiciones uniformes de flujo a pistón y que además no existen restricciones para
81
el contacto entre los constituyentes del agua residual y los organismos
responsables del tratamiento.
En un humedal SSF este concepto es necesario para asegurar que las
condiciones de flujo subsuperficial se mantienen en circunstancias normales
durante todo el periodo de funcionamiento del sistema. Esto solo es posible a
través de un cuidadoso diseño hidráulico y unos métodos constructivos
apropiados.
El flujo a través del humedal debe superar la resistencia por fricción del mismo
sistema. Esta resistencia es impuesta por la vegetación y la capa de sedimentos,
en los FWS, y el medio las raíces de las plantas y los sólidos acumulados en los
SSF. La energía necesaria para superar esta resistencia viene dada por la pérdida
de carga entre la entrada y la salida del sistema. La mejor solución en lo referente
a construcción, es proveer al humedal de un fondo con una inclinación que sea
suficiente para permitir un drenaje completo cuando sea necesario y una salida de
altura variable con el nivel de agua.
La relación largo-ancho tiene una gran influencia en el régimen hidráulico y en la
resistencia al flujo del sistema. En teoría grandes relaciones largo/ancho 10:1 o
mayores asegurarían un flujo a pistón, pero tienen el inconveniente de que en la
parte alta se desbordan debido al incremento en la resistencia al flujo causado por
la acumulación de residuos de vegetación, principalmente en sistemas FWS, Por
tanto, relaciones de 1:1 hasta aproximadamente 3:1 o 4:1 son aceptables. Los
cortocircuitos pueden ser minimizados con una cuidadosa construcción y
mantenimiento del fondo del humedal, con el uso de múltiples celdas y con la
intercalación de zonas abiertas (sin vegetación) para la redistribución del flujo.
6.2.1 Humedales de flujo libre
El flujo de agua en un humedal FWS es descrito por la ecuación de Manning, que
define el flujo en canales abiertos. La velocidad de flujo en el humedal es descrita
por la ecuación (4), depende de la profundidad del agua, de la pendiente de la
superficie del agua y de la densidad de la vegetación. Otras aplicaciones de la
ecuación de Manning para canales abiertos suponen que la resistencia por fricción
82
solamente ocurre en el fondo y en las paredes del canal. En los humedales
artificiales FWS la resistencia está distribuida sobre la totalidad de la columna de
agua, ya que las plantas emergentes y los restos de vegetación están presentes
en todo el espacio. La ecuación de Manning también asume flujo turbulento, lo que
no es completamente válido pero es una aproximación aceptable.
⁄
⁄
Donde:
: Velocidad de flujo (m/s)
: Coeficiente de Manning (s/
⁄ )
: Profundidad del agua en el humedal (m)
: Gradiente hidráulico, o pendiente de la superficie del agua (m/m)
Para los humedales, el número de Manning ( ) es función de la profundidad del
agua debido a la resistencia impuesta por la vegetación emergente. La resistencia
también depende de la densidad de la vegetación y de la capa de residuos que
puede variar según la localización o la estación. La relación está definida por:
⁄
Donde:
: Factor de resistencia (
⁄ :
⁄ Para vegetación escasa y h>0.4 m
⁄ Para vegetación moderadamente densa con profundidades de
agua residual de h= 0.3 m
⁄ Para vegetación muy densa y capa de residuos, en humedales con
h<- 0.3 m
83
En muchas situaciones, con vegetación emergente típica, es aceptable asumir
para propósitos de diseño valores de a entre 1 y 4. Sustituyendo la ecuación (5) en
la ecuación (4) tenemos:
⁄
⁄
Sustituyendo y reorganizando términos es posible llegar a una ecuación para
determinar la longitud máxima de una celda de humedal.
Donde:
: Caudal (m3/día)
: Ancho de la celda de humedal (m)
: Área superficial de la celda de humedal (m2)
: Longitud de la celda de humedal (m)
: Pendiente del fondo del lecho, % expresado como decimal
Substituyendo en la ecuación (6) y reordenando obtenemos:
[
⁄
⁄
]
⁄
El área superficial del humedal ( ) se determina primero mediante el modelo de
diseño de remoción del contaminante limitante. La ecuación (7) permite el cálculo
84
directo de la longitud máxima aceptable de una celda de humedal compatible con
el gradiente hidráulico seleccionado. Es aconsejable usar el gradiente hidráulico
más pequeño posible para tener una reserva en caso de necesitarse ajustes
futuros. Una relación largo-ancho 3:1 suele ser la mejor selección desde el punto
de vista costo eficiencia, pero otras combinaciones de longitud y gradiente
hidráulico son posibles también de modo que se pueda ajustar la forma del
humedal al sitio y su topografía. El valor de ( ) usado en la ecuación, está
típicamente entre 10 y 30% de la perdida de carga disponible. La máxima perdida
de carga disponible es igual al total de la profundidad del agua ( ) del humedal
cuando m=100%. Este no sería un diseño conservador, porque el humedal podría
estar seco al final y no tendría capacidad de reserva si la resistencia al flujo
aumentara en el futuro.
El valor de Q en la ecuación (7) es el caudal promedio entre la entrada y la salida,
para tener en cuenta las pérdidas o ganancias de agua debidas a la
evapotranspiración, filtración y precipitación. Es usualmente aceptable para un
diseño preliminar suponer los caudales de entrada y salida iguales. Para el diseño
final del sistema será necesario tener en cuenta estas pérdidas y ganancias.
6.2.2 Humedales de flujo subsuperficial
La ley de Darcy, que está definida en la ecuación (8), Describe el régimen de flujo
en un medio poroso que es lo generalmente aceptado para el diseño de
humedales tipo SSF usando suelo y arena como medio del lecho. El mayor nivel
de turbulencia en el flujo ocurre en lechos que usan piedra muy gruesa; entonces
la ecuación de Ergun es más apropiada para este caso.
La ley de Darcy no es estrictamente aplicable a los humedales de flujo
subsuperficial dadas las limitaciones físicas en el actual sistema. Este asume
condiciones de flujo laminar, pero el flujo turbulento puede darse con gravas muy
gruesas cuando el diseño usa un gradiente hidráulico alto. La ley de Darcy
también asume que el flujo en el sistema es constante y uniforme, pero en la
realidad puede variar por la precipitación, evaporación y filtración; así como por los
cortocircuitos en el flujo que pueden llegar a presentarse por una desigual
85
porosidad o mala construcción. Si se utiliza una grava de tamaño pequeño o
medio, si el sistema está apropiadamente construido para minimizar los
cortocircuitos, si el sistema está diseñado para tener una mínima dependencia del
gradiente hidráulico y si las pérdidas y ganancias del sistema están
adecuadamente reconocidas, la ley de Darcy puede dar una aproximación
razonable a las condiciones hidráulicas en el humedal tipo SSF.
Y dado que:
Entonces:
Donde:
: Caudal promedio a través del humedal (m3/día)
: Conductividad hidráulica de una unidad de área del humedal perpendicular a la
dirección de flujo (m3/m2/día)
: Área de la sección transversal perpendicular al flujo (m2)
: Gradiente hidráulico o "pendiente" de la superficie del agua en el sistema (m/m)
: Velocidad de Darcy, la velocidad aparente de flujo a través de la totalidad del
área de la sección transversal del lecho (m/día)
Sustituyendo y reorganizando los términos es posible desarrollar una ecuación
que determine de manera aceptable el ancho mínimo de una celda de humedal
SSF que sea compatible con el gradiente hidráulico seleccionado para el diseño,
partiendo de:
86
Donde:
: Ancho de una celda del humedal (m)
: Área superficial del humedal (m2)
: Longitud de la celda de humedal (m)
: Pendiente del fondo del lecho (recomendada del 1%) expresado como decimal.
: Profundidad del agua en el humedal (m)
[
]
El área superficial del humedal ( ) se determina en primer lugar, usando el
modelo de diseño limitante para remoción de contaminantes. La ecuación (9)
permite calcular directamente el ancho mínimo absoluto aceptable de una celda de
humedal compatible con el gradiente hidráulico seleccionado. Otras
combinaciones de ancho - gradiente hidráulico pueden ser posibles a fin de ajustar
el diseño a las condiciones topográficas existentes en el sitio propuesto. El valor
de en la ecuación (9) típicamente se encuentra entre 5 y 20% de la perdida de
carga potencial. En este caso se aplica la misma recomendación acerca de la no
selección de la máxima perdida de carga disponible. Es realmente recomendable
tomar un valor de la conductividad hidráulica efectiva ( ) 1/3 y que no sea
mayor del 20% para tener un factor de seguridad suficiente contra potenciales
atascamientos, efectos de la viscosidad y otras contingencias que pueden llegar a
ser desconocidas en el momento del diseño.
Las ecuaciones (8) y (9) son válidas cuando el flujo es laminar a lo largo de los
espacios vacíos del medio, es decir, cuando el número de Reynolds es menor a
10. El número de Reynolds es función de la velocidad de flujo, del tamaño de los
87
espacios vacíos y de la viscosidad cinemática del agua, como se muestra en la
ecuación (10). En muchos casos el número de Reynolds será mucho menor de 1,
en cuyo caso el flujo laminar impera y la ley de Darcy es válida. Si el flujo es
turbulento, entonces la conductividad hidráulica efectiva será significativamente
menor que la predicha por la ley de Darcy.
Donde:
: Numero de Reynolds, adimensional
: Velocidad de Darcy (de la ecuación (8)) (m/s)
: Diámetro de los vacíos del medio, tomarlo igual al tamaño medio del medio (m)
: Viscosidad cinemática del agua (m2/s).
La conductividad hidráulica ( ) en las ecuaciones (8) y (9) varía directamente con
la viscosidad del agua, que a su vez es función de la temperatura del agua:
Donde:
: Conductividad hidráulica a una temperatura T y 20 °C.
: Viscosidad del agua a una temperatura T y 20 °C.
Los efectos de la viscosidad pueden ser significativos en climas fríos, con
humedales SSF operando durante los meses de invierno. Por ejemplo, la
conductividad hidráulica de un agua a una temperatura de 5°C podría ser el 66%
de la de a 20°C. Este efecto ya está considerado en la recomendación previa del
factor de seguridad (diseñar con 1/3 del efectivo).
La conductividad hidráulica ( ) en las ecuaciones (8) y (9) también varía con el
número y tamaño de vacíos en el medio usado para el humedal. La Tabla 6.1
presenta órdenes de magnitud estimados para un rango de materiales granulares
que podrían ser usados en un humedal SSF. Es recomendable que la
88
conductividad hidráulica se mida en el terreno o en laboratorio antes del diseño
final.
Tabla 6.1. Características típicas de los medios para humedales SFS (Crites y
Tchobanoglous (1998).
Tipo de material Tamaño efectivo
(mm)
Porosidad,
efectiva (%)
Conductividad hidráulica,
(f3/f
2/d)*
Arena media 2 0.3 3000
Arena gruesa 8 0.32 16000
Arena con grava 16 0.35 32000
Grava media 32 0.4 160000
Grava gruesa 128 0.45 82x104
* ft3/ft
2/d x 0.3047 = m
3/m
2/d
Es aconsejable que la porosidad ( ) del medio también se mida en el laboratorio
antes de hacer el diseño final. Esta puede ser medida usando el procedimiento
estándar de la ASTM. Valores de porosidad para estos tipos de suelo y grava
están publicados en muchas referencias, pero pueden ser mucho menores que los
de la Tabla 6.1 ya que pueden estar dados para depósitos naturales de suelo y
grava que han pasado por un proceso de consolidación natural y, por tanto, esos
valores no son los apropiados para el diseño de un humedal tipo SSF. Es posible
usar una relación basada en la ecuación de Ergun, para estimar la conductividad
hidráulica cuando se usan gravas gruesas o rocas, la cual es .
Esta ecuación, así como los valores de la Tabla 6.1 son útiles solamente para un
diseño preliminar o para estimar un orden de magnitud. El diseño final de un
humedal SSF debe basarse en mediciones reales de los dos parámetros,
conductividad hidráulica y porosidad.
La recomendación previa de que el gradiente hidráulico de diseño se limite a no
más del 20% de la perdida de carga disponible es el efecto parcial de limitar la
relación de forma del sistema a valores relativamente bajos (3:1 para lechos de
0.6 m de profundidad, 0.75:1 para lechos de 0.3 m de profundidad).
89
6.3 Aspectos térmicos
Las condiciones de temperatura en el humedal afectan tanto a las actividades
físicas como a las biológicas en el sistema. Condiciones de bajas temperaturas
sostenidas y la resultante formación de hielo, podrían conllevar en caso extremo, a
la falla física del humedal. Es conocido que las reacciones biológicas responsables
de la remoción de DBO, nitrificación y desnitrificación también dependen de la
temperatura. No obstante, en muchos casos, el rendimiento de remoción de DBO
en sistemas de humedales existentes en climas fríos no ha demostrado una
relación obvia de dependencia con la temperatura. Esto puede ser causado por el
largo tiempo de residencia en estos sistemas, lo cual tiende a compensar los bajos
niveles de reacción durante los meses de invierno. Varios sistemas en Canadá y
Estados Unidos han demostrado un descenso en la capacidad de remover
nitrógeno durante los meses más fríos. Esto es causado por la combinación de
temperatura en las reacciones biológicas y la falta de oxígeno cuando se forma
hielo sobre la superficie.
Las constantes dependientes de la temperatura para los modelos de remoción de
DBO y nitrógeno, son necesarias para proporcionar un método fiable de
estimación de la temperatura del agua en el humedal para un uso correcto y
efectivo de los modelos biológicos de diseño.
6.3.1 Humedales de flujo subsuperficial
Conocer el estado termal del lecho de un humedal en un momento dado puede ser
muy complicado. Ahí puede haber pérdidas y ganancias de calor del suelo
subyacente, del agua residual fluyendo a través del sistema y de la atmósfera. Los
mecanismos térmicos básicos involucrados incluyen conducción de o hacia el
terreno, conducción de o hacia el agua residual, conducción y convección de o
hacia la atmósfera y radiación de o hacia ella. Las ganancias de calor desde el
terreno pueden llegar a ser significativas pero suelen no ser tenidas en cuenta
para un diseño más conservador. Ignorar el calor ganado por radicación solar es
también conservador, lo cual es apropiado durante los meses de invierno en los
lugares más al norte, donde las condiciones son más críticas. Por el contrario, en
90
lugares calurosos donde este factor puede llegar a ser significativo durante los
meses de verano, debe incluirse en el diseño. Las pérdidas por convección
debidas a la acción del viento sobre las superficies abiertas de agua, pueden ser
significativas, pero este no debería ser el caso para muchos humedales SFS con
una buena densidad de vegetación, una capa de restos de vegetación y la
presencia de una capa superior con grava relativamente seca. Estos efectos se
ven mitigados por la capa de agua subyacente en el humedal, que tiene como
resultado que las pérdidas por convección sean relativamente menores y pueden
ser ignoradas para el modelo térmico. El modelo simplificado que se presenta más
adelante está basado solamente en las pérdidas por conducción a la atmósfera y
es conservador.
La energía ganada por el flujo del agua a través del humedal viene dada por:
Donde:
: Energía ganada por el agua, J/ºC
: Capacidad de calor especifico del agua, J/kg*ºC
: Densidad del agua, kg/m3
: Área superficial del humedal, m2
: Profundidad del agua en el humedal, m
: Porosidad del humedal (p.ej. espacio disponible para el flujo del agua, el resto
está ocupado por el medio).
El calor perdido por el humedal SFS entero puede ser definido por la ecuación:
Donde:
: Energía perdida vía conducción a la atmósfera, J
: Temperatura del agua que entra al humedal, ºC
91
: Temperatura promedio del aire durante el periodo considerado.
: Coeficiente de transferencia de calor a la superficie del lecho del humedal,
W/m2
: Factor de conversión, 86.400 s/d
: Área superficial del humedal, m2
: Tiempo de residencia hidráulica en el humedal, d
El valor de en la ecuación (13) se obtendrá en los registros locales de
meteorología, o de la estación meteorológica más cercana al sitio propuesto. El
año con un invierno más frío durante los pasados 20 o 30 años de medición será
el seleccionado como "año de diseño" para efectos de cálculo. Es aconsejable
usar una temperatura del aire promedio, para un periodo de tiempo igual al tiempo
de retención hidráulica del humedal.
El cálculo del valor del coeficiente de transferencia de calor ( ) para la ecuación
(13) viene dado por:
(
) (
) (
) (
)
Donde:
(1-n): Conductividad de las capas 1 a n, W/m*ºC
(1-n): Espesor de las capas 1 a n,
La Tabla 6.2 presenta los valores de conductividad para materiales que están
presentes típicamente en un humedal SFS. Los valores de conductividad de todos
los materiales, excepto el de la capa con restos de vegetación del humedal, han
sido bien establecidos y pueden encontrarse en la literatura. El valor para esta
capa de restos de vegetación se cree conservador, pero es menor que el que se
estableció y debe ser usado con cautela hasta que está disponible una futura
verificación.
92
Tabla 6.2. Conductividad térmica de los componentes de un humedal SFS.
Material (W/m*ºC)
Aire (sin convección) 0.024
Nieve (nueva o suelta) 0.08
Nieve (de largo tiempo) 0.23
Hielo (a 0 ºC) 2.21
Agua (a 0 ºC) 0.58
Capa de restos de vegetación 0.05
Grava seca (25% humedad) 1.5
Grava saturada 2.0
Suelo seco 0.8
El cambio de temperatura proveniente de las pérdidas y ganancias definidas por
las ecuaciones (12) y (13) puede ser encontrado combinando estas ecuaciones:
Donde:
: Cambio de temperatura en el humedal, °C
Entonces la temperatura del efluente será:
La temperatura promedio del agua en el humedal SFS será:
Esta temperatura se compara con el valor asumido, cuando el tamaño y el tiempo
de retención hidráulica del humedal se calcularon para cualquiera de los modelos
de remoción, ya sea DBO o nitrógeno. Si estas dos temperaturas no están
cercanas, se realizan nuevas iteraciones en los cálculos hasta que converjan.
93
6.3.2 Humedales de flujo libre
Puesto que en los humedales FWS la superficie del agua está expuesta a la
atmósfera, puede llegar a presentarse formación de hielo, sobre todo en regiones
del norte. La presencia de hielo puede ser beneficiosa en tanto que la capa de
hielo actúa como barrera termal, disminuyendo el enfriamiento debajo del agua.
En lagunas, lagos y muchos ríos, la capa de hielo flota libremente y puede
aumentar su espesor sin una disminución apreciable del volumen disponible para
el flujo del agua bajo esta. En los humedales FWS, la capa de hielo esta retenida
por los numerosos tallos y hojas de la vegetación, así que el volumen disponible
para el flujo se ve significativamente reducido al aumentar el espesor de la capa
de hielo. En caso extremo el espesor de la capa de hielo puede llegar a limitar el
flujo de agua y la presión inducida causa la rotura del hielo, el agua comienza a
subir por las grietas hasta que esta superficie de flujo se congela y se presenta
entonces el fallo del sistema hasta que las temperaturas cálidas regresen. La
actividad biológica del humedal cesa entonces en este punto. Esta situación debe
ser prevenida o evitada si se pretende usar un humedal artificial. En lugares que
experimentan muy largos periodos con temperaturas muy bajas del aire (<-20 °C),
la solución puede ser la utilización de un nuevo componente del sistema del
humedal constituido por un lagunaje donde se almacena el agua durante los
meses de invierno. Para algunos proyectos en climas nórdicos, es esencial
realizar un análisis térmico como el que se presenta a continuación para asegurar
que el humedal será físicamente estable durante el invierno y que podrá sostener
temperaturas del agua que permitan continuar con la actividad biológica.
El procedimiento de cálculo fue desarrollado por el U.S. Cold Regions Research
and Engineering Laboratory en Hanover, New Hampshire; y se divide en tres
partes.
1. Cálculo de la temperatura del agua en el humedal en las condiciones en que se
da inicio a la formación de hielo. Cálculos separados se requieren para humedales
con segmentos con alta densidad de vegetación y para zonas con grandes
superficies de agua abiertas.
94
2. Cálculo de la temperatura del agua para el caso de que se tenga hielo
cubriendo la superficie.
3. Estimación del espesor total del hielo que se forma durante todo el periodo.
Las temperaturas determinadas en los pasos 1 y 2 sirven también para determinar
la viabilidad básica de la localización bajo consideración y para verificar las
temperaturas asumidas en los cálculos de dimensionamiento que se realizaron
para los modelos de remoción de DBO o nitrógeno. Estos modelos de DBO y
nitrógeno son el primer paso en el diseño, ya que se dan como resultado datos
necesarios como las dimensiones, tiempo de retención hidráulica y velocidad de
flujo que se usarán subsecuentemente para el cálculo del modelo térmico. La
profundidad total del hielo que se estima en el tercer paso, también sirve para dar
una indicación sobre la viabilidad de la localización bajo consideración y se usa
para determinar la profundidad operativa del agua que se necesita durante los
meses de invierno.
6.3.2.1 Parte 1: Humedal FWS antes de la formación del hielo
La ecuación (12) se usa para calcular la temperatura del agua en el punto de
interés del humedal. La experiencia ha mostrado que la formación de hielo
comienza cuando la temperatura del agua se aproxima a los 3 ºC, debido a las
diferencias de densidad y pérdidas por convección en la superficie del agua. La
ecuación (12) es, por tanto, repetida hasta que la temperatura de 3 ºC se alcance
o hasta que se llegue al final de la celda del humedal.
La ecuación (14) se usa para calcular la temperatura bajo la capa de hielo. Si el
humedal está compuesto por zonas con vegetación alternadas con otras libres de
esta, la ecuación (12) debe ser usada secuencialmente con el apropiado
coeficiente de transferencia de calor ( ) para calcular las temperaturas del agua.
[
( )]
95
Donde:
: Temperatura del agua a la distancia , ºC ( en metros)
: Temperatura promedio del aire durante el periodo de interés, ºC
Temperatura del agua a la distancia , el punto de entrada al segmento de
humedal que nos interesa, ºC
: Coeficiente de transferencia de calor en la superficie del humedal, W/m2*ºC :
1.5 W/m2*ºC para vegetación pantanosa densa
10-25 W/m2*ºC para superficies abiertas de agua, valores más altos cundo
se tienen condiciones de viento sin nieve que cubra.
: Densidad del agua, kg/m3
: Profundidad del agua, m
: Velocidad de flujo en el humedal, m/s
: Calor especifico, 4.215 J/kg*ºC
Si la primera iteración muestra una temperatura por debajo de los 3 ºC en el
efluente final del humedal, la ecuación (12) puede ser reorganizada para
determinar la distancia a la que la temperatura alcanza los 3 ºC.
( )
[
]
6.3.2.2 Parte 2: humedal FWS, con flujo bajo una capa de hielo
Una vez la capa de hielo se forma, la transferencia de calor del agua subyacente
al hielo, se realiza a una velocidad constante que no está influida por la
temperatura del aire o la presencia o ausencia de nieve cubriendo al hielo. Esto se
debe a que la superficie del hielo en su interface con el agua, continúa a 0 ºC
hasta que toda el agua se congele. La velocidad de formación de hielo está
influida por la temperatura del aire y la presencia o ausencia de nieve, pero la
velocidad de congelamiento del agua bajo el hielo no. La temperatura del agua en
96
el humedal bajo la capa de hielo puede estimarse usando la ecuación (20), que
tiene una forma idéntica a la ecuación (18), con cambios en dos de los términos
que reflejan la presencia de hielo sobre el agua.
[
( )]
Donde:
: Temperatura del agua a la distancia , ºC
: Punto en que se derrite el hielo, 0 ºC
: Temperatura del agua a la distancia , ºC, Asumir 3 ºC donde comienza la
formación de hielo.
: Coeficiente de transferencia de calor de la interface hielo/agua, W/m2
El valor de en la ecuación (20) depende de la profundidad del agua bajo el hielo
y de la velocidad de flujo:
Donde:
: Coeficiente de transferencia de calor de la interface hielo/agua, W/m2
: Coeficiente de proporcionalidad, 1.622 J/m2.6*s0.2 *ºC
: Velocidad de flujo, m/s (se asume la misma que sin formación de hielo)
: Profundidad del agua, m
6.3.2.3 Parte 3: Humedal FWS, espesor del hielo formado
El hielo se comienza a formar en la superficie cuando el grueso del agua está a
una temperatura cercana a los 3 ºC y continúa a medida que la temperatura del
agua se acerca a los 0 ºC.
97
La ecuación de Stefan, que se presenta a continuación permite estimar el espesor
total de hielo formado durante toda la estación invernal o durante periodos de
tiempo más cortos.
[ ] ⁄
Donde:
: Espesor de hielo que se formara durante el tiempo , m
: Punto de congelación de hielo, 0 ºC
: Temperatura promedio del aire durante el periodo de tiempo ( ) considerado,
°C.
: Periodo de tiempo que nos interesa, d.
: Coeficiente de proporcionalidad, m/°C1/2*d1/2:
0.027 m/°C1/2*d1/2 para zonas de agua abiertas sin nieve.
0.018 m/°C1/2*d1/2 para zonas de agua abiertas con nieve.
0.010 m/°C1/2*d1/2 para humedales con vegetación densa y restos de
vegetación.
El término [ ] es conocido como el índice de congelación y es una
característica ambiental de cada sitio en particular, en lugares en los que sea
necesario puede ser conocido.
En resumen, los humedales artificiales, ya sean FWS o SFS, pueden operar
satisfactoriamente durante el verano en gran parte de las zonas con temperaturas
nórdicas. Los modelos termales presentados podrían ser usados para verificar las
temperaturas asumidas cuando se dimensiona el humedal con los modelos
biológicos de remoción, ya sea de DBO o de nitrógeno. Varias iteraciones pueden
ser necesarias para hacer que la temperatura asumida y la calculada coincidan.
98
6.4 Modelo de diseño para remoción de DBO
Todos los sistemas de humedales artificiales pueden ser considerados como
reactores biológicos y su rendimiento se puede aproximar al descrito por la
cinética de primer orden de un reactor de flujo a pistón.
6.4.1 Humedales de flujo libre
A continuación, se presenta una ecuación para estimar la remoción de DBO en un
sistema de este tipo. El modelo se basa en la experiencia con sistemas de
aplicación sobre el suelo y filtros percoladores, dada la escasez de datos sobre
sistemas tipo:
[
]
Donde:
: Concentración de DBO en el efluente, mg/l
Concentración de DBO en el afluente, mg/l
: Fracción de la DBO no removida como sólidos sedimentables a la entrada del
sistema, es una variable que depende de la calidad del agua (es una fracción
decimal).
: Constante de primer orden dependiente de la temperatura, d-1
: Área superficial disponible para la actividad microbiana, m2/m3
: Longitud del sistema (paralelo al flujo), m
: Ancho del sistema, m
: Profundidad promedio del sistema, m
: Porosidad del sistema (espacio disponible para el paso del agua) como fracción
decimal.
: Caudal promedio en el sistema, m3/d
99
La ecuación (23) se considera teóricamente correcta, pero conlleva dos
problemas, que son la dificultad para medir o evaluar los factores y .
El factor ha sido medido para sistemas del tipo de la aplicación al terreno de
efluentes primarios y corresponde aproximadamente a 0.52 (48% de la DBO
aplicada se queda a la entrada del sistema como materia particulada), el valor de
podría incrementarse para efluentes secundarios y terciarios aplicados a un
humedal FWS, un valor de entre 0.7 y 0.85 sería el apropiado para efluentes
secundarios y 0.9 o mayor para efluentes terciarios altamente tratados.
El valor de es el área superficial disponible en el sistema para el desarrollo de
biomasa fija. En los filtros percoladores y los biodiscos corresponde a la totalidad
del área mojada y es relativamente fácil de determinar. En un humedal FWS es
una medida del área superficial de la porción de la vegetación y de la capa de
restos de vegetación que está en contacto con el agua residual. Como resultado,
esto es casi imposible de medir verazmente en un humedal funcionando y lo único
que es posible es una aproximación. El valor de recomendado por algunas
publicaciones es 15.7 m2/m3.
Dado que el área superficial del humedal ( ) es igual a es posible que
sustituyendo y reorganizando los términos de la ecuación (23) se pueda obtener
una ecuación para estimar el área requerida para obtener el nivel de tratamiento
deseado.
Donde:
: Área superficial del humedal FWS, m2
: Con valores de:
: 0.2779
: 0.65 a 0.75 (los valores menores son para vegetación densa y madura).
: Con valores de:
100
0.52 (Efluente primario)
0.7 a 0.85 (efluente secundario)
0.9 (Efluente terciario)
La ecuación (24) puede estimar de forma fiable el área superficial para un
humedal FWS. Dadas las dificultades para evaluar y , se ha realizado una
segunda aproximación a partir del análisis de los datos de rendimiento de
sistemas de este tipo en operación:
El área superficial del humedal se determinara utilizando la ecuación (28):
Donde:
: Constante de temperatura proveniente de las ecuaciones (26) y (27), d-1
: Profundidad de diseño del sistema, m
: Porosidad del humedal, 0.65 a 0.75
La profundidad del humedal puede variar durante periodos cortos desde pocos
centímetros hasta más de un metro. Las profundidades típicas de diseño van
desde 0.1 m a 0.46 m dependiendo de la estación y de la calidad esperada del
agua para el sistema.
En climas fríos, donde se espera que se forme hielo durante el invierno, se puede
incrementar esa profundidad con el fin de compensar. Durante el verano el
101
sistema puede operar con una profundidad mínima, consistente con la obtención
de los objetivos de calidad, para mejorar la transferencia potencial de oxígeno y
fomentar un crecimiento vigoroso de las plantas.
La ecuación (28) da como resultado un diseño más conservador que la ecuación
(24) que es la asumida originalmente para estos diseños.
La DBO final de efluente se ve influida por la producción de DBO residual en el
sistema, producto de la descomposición del detritus de las plantas y de otras
sustancias orgánicas presentes de manera natural. Esta DBO residual esta
típicamente en el rango de 2 a 7 mg/l. Como resultado, la DBO del efluente de un
humedal de este tipo proviene de estas fuentes y no del agua residual. Por tanto,
las ecuaciones (25) y (28) no pueden ser usadas para diseñar sistemas con una
DBO en el efluente final por debajo de los 5 mg/l.
6.4.2 Humedales de flujo subsuperficial
En esencia, el mecanismo de remoción de DBO en un humedal SFS es el mismo
que el descrito para los de tipo FWS. Sin embargo, el rendimiento puede ser mejor
en los de flujo subsuperficial ya que tienen un área sumergida mucho mayor que
incrementa el potencial de crecimiento de biomasa fija. Un metro cúbico de lecho
de humedal que contiene grava de 25 mm puede tener al menos 146 m2 de área
superficial, además de toda la superficie de las raíces presentes. Un volumen
comparable en un humedal FWS podría contener de 15 a 50 m2 de área
superficial disponible.
Las ecuaciones (25), (26) y (28) son también modelos válidos para el diseño de
humedales SFS. La única diferencia es la magnitud de la porosidad (n) y de la
constante de temperatura . Para humedales SFS, la porosidad varía con el tipo
de relleno usado, de acuerdo a la Tabla 6.1 y puede ser medida por los
procedimientos ya estipulados. En cuanto a la constante de temperatura que se
define en la ecuación (26), su valor para 20°C es:
102
El lecho de los humedales SFS contiene el medio seleccionado en una
profundidad típica de alrededor de 0.6 m. El medio, algunas veces, tiene encima
una capa de grava fina de 76 a 150 mm de espesor la cual sirve para el
enraizamiento inicial de la vegetación y se mantiene seca en condiciones
normales de operación. Si se selecciona una grava relativamente pequeña (<20
mm) para la capa principal donde se realizara el tratamiento, la capa fina superior
probablemente no será necesaria, pero entonces, la profundidad total deberá
incrementarse ligeramente para asegurar que se tenga una zona seca en la parte
superior del lecho.
Algunos humedales en climas cálidos donde el riesgo de congelación no es
significativo, funcionan con 0.3 m de profundidad. Estas bajas profundidades
aumentan el potencial de transferencia de oxígeno, pero hacen necesaria un área
superficial mayor y se tiene el gran riesgo de la congelación en climas fríos. La
profundidad de lecho de 0.6 m requiere una operación especial para inducir la
penetración deseada de las raíces hasta el fondo.
6.5 Modelo de diseño para remoción de sólidos suspendidos totales
La remoción de sólidos suspendidos totales (SST) en ambos sistemas, FWS y
SFS, se debe a procesos físicos y solo está influida por la temperatura a través de
los efectos de la viscosidad en el flujo del agua. Dado que la distancia de
sedimentación para la materia particulada es relativamente pequeña y que el
tiempo de residencia del agua en el humedal es muy largo, estos efectos de la
viscosidad pueden omitirse. La remoción de SST en este tipo de sistemas no es
un parámetro limitante en el diseño y dimensionamiento del humedal, ya que la
remoción de SST es muy rápida en comparación con la de DBO o nitrógeno.
Muchos de los sólidos en aguas residuales domésticas municipales e incluso
muchas industriales, son de naturaleza orgánica y pueden ser descompuestos con
el tiempo, dejando un mínimo de residuos. Un tratamiento primario similar al
requerido para la DBO, dará un nivel aceptable para este tipo de aguas residuales.
La consecuente descomposición de los sólidos que quedan y que, por tanto,
103
pasan al humedal, puede dejar un mínimo de residuos que resultará en un
atascamiento pero mínimo.
Los humedales diseñados para tratamiento de aguas de lluvia, de alcantarillado
unitario y aguas residuales de algunos tipos de industrias que contienen altas
concentraciones de sólidos inorgánicos pueden no necesitar un tratamiento
primario, pero en cambio pueden necesitar un tanque o laguna de sedimentación
antes del humedal, para evitar una rápida acumulación de sólidos inorgánicos en
el humedal.
Para los dos tipos de humedales, se pueden esperar rendimientos en remoción de
DBO similares. Al igual que con la DBO, la remoción de SST está influida por la
producción de materiales orgánicos residuales que pueden aparecer en el efluente
final como SST, por tanto, no se debe esperar encontrar menos de 5 mg/l a la
salida.
La regresión lineal para datos obtenidos de algunos humedales en
funcionamiento, proporcionan algunas ecuaciones que pueden servir para estimar
la concentración se SST a la salida del humedal. Sin embargo, estas ecuaciones
sirven solamente para realizar estimaciones de la magnitud de descarga pero no
como parámetro de diseño, ya que como se ha mencionado, los SST no son un
factor limitante en éste.
6.6 Modelo de diseño para remoción de nitrógeno
EL diseño para remoción de nitrógeno para cualquiera de los dos sistemas, FWS o
SFS, es un procedimiento complicado, porque el nitrógeno puede estar presente
en una variedad de formas y requiere una serie de condiciones químicas y
ambientales para su remoción. El nitrógeno amoniacal es la forma del nitrógeno
más frecuentemente regulada en efluente, ya que el amoniaco no ionizado puede
ser tóxico para los peces en pequeñas concentraciones y la oxidación del
amoniaco en el cauce receptor puede reducir el nivel de oxígeno disuelto.
La remoción de nitrógeno es usualmente el parámetro de diseño limitante cuando
se tienen límites estrictos de vertido, tanto de nitrógeno amoniacal como de total.
En climas fríos, con largos periodos de bajas temperaturas, los requerimientos
104
para la eliminación de nitrógeno pueden ser limitantes para la factibilidad de las
operaciones invernales. En este caso, el almacenamiento del agua residual
durante el invierno y la operación durante el verano será la conFiguración a
adoptar.
Cuando el diseño del sistema requiere la remoción de nitrógeno, es aconsejable
asumir que todo el nitrógeno Kjeldahl (NTK) que entra al sistema se convierte en
amoniaco. Una pequeña fracción del nitrógeno orgánico entrante queda
permanentemente fijada al bentos, pero éste podría ser omitido para un diseño
más conservador. Durante el primer o segundo año de operación la remoción de
nitrógeno puede exceder las expectativas. Esto se debe a que la adsorción del
suelo y la asimilación por parte de las plantas generan un rápido crecimiento de la
cubierta vegetal. Cerca del final del segundo periodo de crecimiento el ecosistema
puede estar aproximándose al equilibrio y la remoción de amoniaco se
estabilizará. Los procedimientos de diseño utilizados aquí, están pensados para
los rendimientos esperados a largo plazo.
6.6.1 Humedales de flujo libre
La principal fuente de oxígeno para la nitrificación en los humedales FWS es la re-
aireación atmosférica de la superficie del agua. Aunque el humedal es poco
profundo, la mayoría del líquido está en condiciones anaerobias. Como resultado,
la nitrificación se llevará a cabo en la parte cercana a la superficie del agua y la
desnitrificación es posible que ocurra en el resto del líquido. La temperatura influye
de diversas formas, desde las reacciones biológicas, tanto de nitrificación como de
desnitrificación, que son dependientes de la temperatura, hasta la solubilidad del
oxígeno en el agua. La mayor fuente de carbono para la desnitrificación es la capa
de restos de vegetación que se encuentra sumergida, así como otros restos en el
bentos y la DBO del agua residual.
6.6.1.1 Nitrificación
El modelo de diseño recomendado asume que la remoción de amoniaco se da
completamente por la vía de la nitrificación y no se le da importancia a la
105
correspondiente a la asimilación por las plantas, ya que estas normalmente no se
cosechan.
La dependencia de la temperatura que tienen las reacciones de nitrificación en los
humedales FWS es similar a la observada en sistemas convencionales de lecho
fijo como filtros percoladores o biodiscos. Para temperaturas del agua de 10 ºC o
más, la dependencia de la temperatura del proceso de nitrificación es menor que
la del proceso de remoción de DBO, pero a temperaturas menores de 10 ºC, esta
dependencia es alta. Las formas generales de las ecuaciones presentadas
anteriormente son aplicables para el diseño de la remoción de amoniaco en
humedales FWS. Las ecuaciones (30) y (31) son la (1) y la (3) expresadas en
términos de concentraciones de amoniaco.
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
: Concentración de NTK en el afluente, mg/l
: Constante dependiente de la temperatura, d-1
: Con valores de:
0 d-1 (0ºC).
0.1367 , d-1 (1 a10°C)
0.2187 , d-1 (+ de 10°C)
: Porosidad del humedal, 0.65 -0.75
: Tiempo de residencia hidráulico, d
: Profundidad del agua en el humedal, m
: Caudal promedio del humedal, m3/d
: (
106
La constante ( ) para temperaturas entre 0 y 1ºC se determina por interpolación
( =0.0389 a 1ºC).
Cuando se diseña el humedal para la remoción conjunta de amoniaco y DBO, la
ecuación (28) se usa para determinar el área requerida para la remoción de DBO y
la ecuación (31) se usa para la remoción de amoniaco. El área a usar para el
diseño será la mayor de las dos y no la suma. En muchas situaciones cuando
prevalecen límites muy severos de amoniaco, la ecuación (31) requerirá un área
mayor que en el caso de la (28); en este caso la remoción esperada de DBO
debería ser recalculada para reflejar el efecto de este aumento en el área final del
sistema.
La ecuación (30) requiere por lo general un tiempo de residencia hidráulico (TRH)
de entre 7 y 12 días para alcanzar unos límites estrictos en la salida de amoniaco
en condiciones de verano e incluso mayores para las bajas temperaturas del
invierno.
Otro modelo de diseño para remoción de amoniaco es el que presenta el Water
Pollution Control Federation (WEF) Manual of Practice FD-16.
Donde:
: Carga hidráulica del humedal, m2
: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
[ ]
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
: Caudal de diseño, m3/d
107
La ecuación (34) fue desarrollada por Hammer y Knight con un análisis de
regresión de los datos de 17 sistemas FWS:
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
: Caudal de diseño, m3/d
: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
Los ajustes por temperatura no son posibles ni con la ecuación (32) ni con la (34),
además, no tienen en cuenta la profundidad del humedal ni el TRH del mismo. Las
ecuaciones (33) a (38) predicen aproximadamente las mismas concentraciones en
el efluente para condiciones de verano y con una profundidad del agua de 0.3 m
en humedales tipo FWS.
6.6.1.2 Desnitrificación
El modelo anterior tenía en cuenta solamente la conversión de amoniaco en nitrato
y servía para calcular el área requerida para alcanzar un determinado nivel de
conversión. Cuando la remoción de nitrógeno es un requerimiento de proyecto, es
necesario considerar los requerimientos para la desnitrificación y el tamaño del
humedal acorde con ellos. En general, mucha de la producción de nitrato del
humedal FWS puede desnitrificarse y ser removida dentro del área prevista para la
nitrificación y sin necesidad de proporcionar ninguna fuente de carbono adicional.
Puede que los humedales FWS sean más efectivos en la remoción de nitratos que
los SFS, ya que tienen una mayor disponibilidad de carbono del detritus de las
plantas. El modelo de diseño recomendado para estimar la remoción de nitratos
vía desnitrificación corresponde a las ecuaciones (35) y (36).
108
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
: Concentración de nitratos en el efluente, mg/l
: Concentración de nitratos en el afluente, mg/l
: Constante dependiente de la temperatura, d-1
: 0 d-1 (0ºC); 1.0 (1.15)(T-20) d-1 (+ de 1ºC)
: Porosidad del humedal, 0.65 -0.75
: Tiempo de residencia hidráulico, d
: Profundidad del agua en el humedal, m
: Caudal promedio del humedal, m3/d
La concentración de nitratos en el afluente ( ) usada en las ecuaciones (35) y
(36) es la diferencia entre las concentraciones de entrada y salida determinadas
con la ecuación (30). Como la ecuación (30) determina el amoniaco que queda en
el sistema después de la nitrificación en el humedal, sería conservador asumir que
la diferencia ( ) está disponible como nitrato. La constante de desnitrificación
entre 0ºC y 1ºC puede determinarse mediante interpolación ( =0.023 a 1ºC).
Para efectos prácticos la desnitrificación es insignificante a estas temperaturas.
Los humedales FWS son en general anóxicos, pero también tienen parte aerobia
cerca de la superficie del agua por lo que es posible obtener la nitrificación y la
desnitrificación en el mismo volumen de reactor. La ecuación (36) nos da el área
superficial requerida para la desnitrificación. Esta área de desnitrificación no se
adiciona a la calculada para nitrificar y que se determinó con la ecuación (31) y
podría ser menor o igual a ésta, dependiendo de las concentraciones de nitratos a
109
la entrada en el agua residual antes del tratamiento así como de la temperatura
del agua.
6.6.1.3 Nitrógeno total
Cuando se requiere la desnitrificación, es generalmente porque se tiene un límite
de descarga para el nitrógeno total (NT). El nitrógeno total en el efluente del
sistema es la suma de los resultados de las ecuaciones (30) y (35). La
determinación del área requerida para alcanzar el nivel específico de NT en el
efluente es un procedimiento iterativo usando las ecuaciones (31) y (36):
1. Se asume un valor para el amoniaco residual ( ) y se resuelve la ecuación (31)
para obtener el área requerida para nitrificar. Determinando así el TRH para el
sistema.
2. Tomar ( ) como el nitrato producido por la nitrificación y usar este valor
como el del afluente en la ecuación (35). Determinar la concentración de nitratos
en el efluente con la ecuación (35).
3. La concentración de NT en el efluente es la suma de los valores de
obtenidos en las ecuaciones (30) y (35). Si no se alcanzó la exigencia de NT se
necesita otra iteración de los cálculos.
El Water Pollution Control Federation (WEF) Manual of Practice FD-16 contiene
también un modelo para la remoción de nitrógeno total:
Donde:
CH: Carga hidráulica del humedal, m2
Co: Concentración de NT en el afluente, mg/l
Ce: Concentración de NT en el efluente, mg/l
110
[ ]
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
: Caudal de diseño, m3/d
La ecuación (37) puede ser usada como un chequeo de los datos obtenidos con el
procedimiento recomendado para cálculo de la remoción de NT, solamente para
condiciones de climas cálidos. Con ellas no es posible un ajuste por temperatura y
tampoco reconocen el efecto de la profundidad ni del TRH del humedal, por eso su
uso no se recomienda para diseño. La ecuación (41) y la suma de las ecuaciones
(33) y (39) dan como resultado datos similares de NT en el efluente para climas
cálidos y profundidades del agua de 0.3 m.
6.6.2 Humedales de flujo subsuperficial
Dado que el nivel del agua se mantiene por debajo de la superficie del medio en
los humedales SFS, la re-aireación atmosférica es probable que sea
significativamente menor a la de los FWS. Sin embargo, las raíces y rizomas de la
vegetación son capaces de proporcionar micro-sitios aerobios en sus superficies,
así que el agua residual que fluye a través del lecho tiene numerosas
oportunidades de contacto con estos lugares aerobios dentro de un medio que por
el contrario es anaerobio. Como resultado, en el mismo sistema se tienen
condiciones para hacer posible la nitrificación y la desnitrificación. Los dos tipos de
reacciones biológicas, nitrificación y desnitrificación, son dependientes de la
temperatura, por lo tanto la velocidad de transferencia de oxígeno a las raíces de
las plantas que puede variar con la estación.
La mayor fuente de carbono para posibilitar la desnitrificación es la muerte y
descomposición de las raíces y rizomas, detritus orgánico y la DBO del agua
residual. Estas fuentes de carbono posiblemente estarán más limitadas durante la
operación inicial en los sistemas SFS respecto a los FWS, dado que los restos de
vegetación se acumulan sobre la parte superior del lecho. Con el tiempo, esta
111
capa de desechos ira aumentado y a medida que lo hace comenzara a
descomponerse, de forma que ambos tipos de humedales artificiales pueden tener
fuentes comparables de carbono para hacer posible la desnitrificación.
Dado que la principal fuente de oxígeno de este tipo de humedales son las raíces
de las plantas, es esencial asegurar que el sistema de raíces penetrará hasta la
totalidad de la profundidad de diseño del lecho. Cualquier agua que fluya por
debajo de las raíces estará en un ambiente totalmente anaerobio y la nitrificación
no ocurrirá excepto por difusión en los niveles superiores.
No se debe suponer que las plantas utilizadas crecerán automáticamente hasta el
fondo del lecho y que proporcionaran todo el oxígeno necesario, ya que esto
depende del tipo de planta y de las condiciones del sitio. Tomando en cuenta esto,
la profundidad de diseño del lecho no debe ser mayor que la penetración potencial
de las raíces de las plantas que se pretende usar si se requiere oxígeno para
remover amoniaco.
6.6.2.1 Nitrificación
No existe un consenso sobre cuánto oxígeno es transferido a la zona de las raíces
por cada tipo de planta y, por tanto, no se sabe cuánto oxígeno está disponible en
la superficie de las raíces para la actividad biológica. Algunas publicaciones
estiman un rango de 5 a 45 g O2/m2*d de área superficial de humedal. La
demanda de oxígeno de la DBO del agua residual y otras materias orgánicas
presentes en el agua pueden utilizar gran parte de este oxígeno disponible.
Algunos estudios realizados en humedales de Estados Unidos (Santee,
California), basados en la cantidad de amoniaco removido en lechos con tres
especies diferentes, arrojaron datos sobre la cantidad de oxígeno que estaría
disponible para el proceso de nitrificación (asumiendo que son necesarios 5
gramos de oxígeno para nitrificar un gramo de amoniaco)
Los resultados obtenidos de estos estudios muestran que el oxígeno disponible
para la nitrificación por unidad de área superficial va de 2.1 a 5.7 g/m2/d porque la
profundidad de penetración de las raíces varía en cada una de las plantas. Sin
embargo, el oxígeno disponible cuando se expresa en función del volumen en la
112
zona de las raíces, es casi el mismo para las diversas plantas (7.5 g O2/m3*d en
promedio). Esto sugiere que al menos para las tres especies, el oxígeno
disponible para nitrificación será aproximadamente el mismo, así que la
nitrificación depende de la profundidad de penetración de las raíces presentes en
el lecho del humedal SFS. La ecuación (39) define esta relación:
Donde:
: Constante de nitrificación a 20 ºC, d-1
: Porcentaje de la profundidad del lecho del humedal SFS ocupado por la zona
de las raíces, como fracción decimal (0 a 1).
El valor de es 0.4007 con una zona de raíces totalmente desarrollada y
0.01854 si el lecho no tiene vegetación. Estos valores son consistentes con los
resultados observados en muchos humedales SFS evaluados por la EPA. Otra
confirmación independiente es el trabajo publicado por Bavor et al. Este modelo
toma la misma forma de la ecuación (40) con una constante a 20 ºC de 0.107 d-1
para un lecho de gravas en el que la zona de las raíces ocupa entre un 50 y un
60% de la profundidad del lecho.
Una vez definida la constante básica es posible determinar la remoción de
amoniaco, vía nitrificación, en un humedal SFS usando las ecuaciones (40) y (41):
⁄
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
113
: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
: Constante dependiente de la temperatura, d-1
: Porosidad del humedal
: Tiempo de residencia hidráulico, d
: Profundidad del agua en el humedal, m
: Caudal promedio del humedal
La constante dependiente de la temperatura es como sigue:
Para las temperaturas por debajo de 10°C es necesario resolver las ecuaciones
(39) y (44) para determinar el valor de . Para obtener los valores para
temperaturas entre 0 y 1ºC se usará interpolación.
No es aceptable asumir que la zona de raíces ocupará automáticamente la
totalidad del lecho, excepto si este es muy poco profundo (< 0.3 m), o si usa grava
muy pequeña (< 20 mm).
Profundidades del lecho de 0.6 m requieren las medidas especiales tratadas
anteriormente para inducir y mantener una penetración total. Si estas medidas no
van a ser utilizadas es conservador asumir que la zona de las raíces no ocupará
más del 50% de la profundidad del lecho, a menos que las mediciones indiquen
otra cosa.
La ecuación (41) requerirá normalmente un TRH de entre 6 y 8 días para alcanzar
límites exigentes en la remoción de amoniaco en condiciones de verano, con una
zona de raíces completamente desarrollada e incluso un largo periodo de bajas
temperaturas en invierno.
114
6.6.2.2 Desnitrificación
Las ecuaciones (39) a (44) tienen en cuenta solamente la conversión de amoniaco
a nitrato y permiten calcular el área requerida para lograr la conversión deseada.
Cuando el proyecto requiere eliminación de nitrógeno, se hace necesario
considerar los requerimientos para la desnitrificación y dimensionar el humedal
teniéndolos en cuenta. En general, mucha de la producción de nitrato del humedal
SFS puede desnitrificarse y ser removida dentro del área prevista para la
nitrificación y sin necesidad de proporcionar ninguna fuente de carbono adicional.
Puede que los humedales FWS sean más efectivos en la remoción de nitratos que
los SFS, ya que tienen una mayor disponibilidad de carbono del detritus de las
plantas, por lo menos en los primeros años de operación. Aunque los humedales
SFS tienen más área superficial para la actividad biológica, es posible que la
limitación en la disponibilidad de carbono afecte la desnitrificación y, por tanto, la
comparación de los rendimientos. El modelo de diseño recomendado para estimar
la remoción de nitratos vía desnitrificación corresponde a las ecuaciones (45) y
(46):
⁄
Donde:
: Área superficial del humedal, m2
Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
: Constante dependiente de la temperatura, d-1
: 0 d-1 (0ºC); 1.0 (1.15) (T-20), d-1 (+ de 1ºC)
115
: Porosidad del humedal
: Tiempo de residencia hidráulico, d
: Profundidad del agua en el humedal, m
: Caudal promedio del humedal
La concentración de nitratos en el afluente ( ) usada en las ecuaciones (45) y
(46) es la diferencia entre las concentraciones de entrada y salida determinadas
con la ecuación (40). Como la ecuación (40) determina el amoniaco que queda en
el sistema después de la nitrificación en el humedal, sería conservador asumir que
la diferencia (Co-Ce) está disponible como nitrato. La constante de desnitrificación
entre 0ºC y 1ºC puede determinarse mediante interpolación ( =0.023 a 1ºC).
Para efectos prácticos la desnitrificación es insignificante a estas temperaturas.
Los humedales SFS son en general anóxicos, pero también tienen parte aerobia
en la superficie de las raíces y rizomas, por lo que es posible obtener la
nitrificación y la desnitrificación en el mismo volumen de reactor. La ecuación (46)
nos da el área superficial requerida para la desnitrificación. Esta área de
desnitrificación no se adiciona a la calculada para nitrificar y que se determinó con
la ecuación (41) y podría ser menor o igual a ésta, dependiendo de las
concentraciones de nitratos a la entrada en el agua residual antes del tratamiento
así como de la temperatura del agua.
6.6.2.3 Nitrógeno total
Cuando se requiere la desnitrificación, es generalmente porque se tiene un límite
de descarga para el nitrógeno total (NT). El nitrógeno total en el efluente del
sistema es la suma de los resultados de las ecuaciones (40) y (45). La
determinación del área requerida para alcanzar el nivel específico de NT en el
efluente es un procedimiento iterativo usando las ecuaciones (41) y (45):
1. Se asume un valor para el amoniaco residual ( ) y se resuelve la ecuación (41)
para obtener el área requerida para nitrificar. Determinando así el TRH para el
sistema.
116
2. Tomar ( ) como el nitrato producido por la nitrificación y usar este valor
como el del afluente en la ecuación (45). Determinar la concentración de nitratos
en el efluente con la ecuación (45).
3. La concentración de NT en el efluente es la suma de los valores de
obtenidos en las ecuaciones (40) y (45).Si no se alcanzó la exigencia de NT se
necesita otra iteración de los cálculos.
6.7 Modelo de diseño para remoción de Fósforo
La remoción de fósforo no es completamente efectiva ni en los humedales FWS ni
en los SFS. Durante el primer año de operación los rendimientos pueden ser
excelentes, especialmente en sistemas FWS, debido a la adsorción del recién
expuesto suelo del fondo del humedal. La remoción de fósforo a largo plazo, sin
embargo, puede ocurrir solo a través de la acumulación de sedimentos a largo
plazo. Estos sedimentos se acumulan como turba dentro de la columna de agua
de los humedales FWS y tanto allí como encima del lecho en el caso de los SFS.
Normalmente el fósforo está presente en las aguas residuales en concentraciones
de entre 4 y 15 mg/l. Dependiendo del caudal y de la carga hidráulica asociada, es
posible remover entre un 30 y un 60% del fósforo presente en el afluente.
Si los límites de descarga son exigentes en cuanto a la remoción de fósforo (<1
mg/l), se debe considerar una remoción en una laguna anterior o posterior para
evitar que el área del humedal resulte demasiado grande.
Como la deposición de sedimentos es la principal vía de eliminación del fósforo, la
masa removida es función del área superficial del humedal y de la concentración
de fósforo en el agua residual. Numerosos investigadores están de acuerdo en
que un modelo basado en una forma general de primer orden representa el
sistema, sin embargo, no existe consenso acerca de la constante que va asociada
al modelo.
Basándose en el análisis de datos de la North American Data Base, Kadlec ha
propuesto una constante de primer orden igual a 10 m/año para estimar la
remoción de fósforo en un sistema de humedales artificiales. Los 10 m/año son
117
equivalentes a un promedio diario de 2.74 cm/d que es lo que se usa en la
ecuación (47).
(
)
Donde:
: Concentración de fósforo en el efluente, mg/l.
: Concentración de fósforo en el afluente, mg/l.
: 2.74 cm/d
: Carga hidráulica promedio anual, cm/d.
⁄
Donde:
: Área superficial del humedal, m2.
: Factor de conversión. 100 cm/m
: Caudal promedio del humedal, m3/d
Aunque el modelo fue desarrollado en un principio a partir de datos de humedales
FWS, podría ser válido para predecir el promedio de fósforo removido por
cualquiera de los dos sistemas, FWS o SFS ya que depende del área superficial y
no de las reacciones biológicas ocurridas en el área superficial especifica del
medio o detritus de plantas dentro de la zona del humedal.
En general se puede decir que se requiere un área realmente grande para
alcanzar los niveles de fósforo en el efluente final. En muchos casos no es una
solución efectiva desde el punto de vista económico considerar la remoción de
fósforo con estas tecnologías; en estos casos el humedal debe diseñarse para la
eliminación de nitrógeno y el diseño incorporara un tratamiento alternativo para la
eliminación de fósforo.
118
7. METODOLOGÍA
7.1 Descripción del sitio
El conocimiento de las características básicas del territorio (clima, vegetación,
orografía, etc.) nos proporciona información acerca de algunos aspectos que son
de relevancia para el proyecto. Una búsqueda mediante revisión bibliografía y
recolección de datos nos permitirá obtener la información requerida.
7.2 Proyección de la población
En el diseño de un sistema de tratamiento de aguas residuales es necesario
determinar la población futura de la localidad al final del periodo de diseño, ya que
será esta la población a utilizar en el cálculo de factores que serán empleados
para el dimensionamiento del humedal.
La relación de los elementos con el periodo de diseño es importante ya que este
tiene relación directa con el rendimiento del sistema así como implicaciones de
tipo económico.
La proyección de la población se realizara utilizando los métodos que se describen
a continuación. Una vez llevado a cabo el cálculo de la población futura, por cada
uno de los métodos, se elegirá la proyección que se considere más realista y
acorde con el proyecto.
7.2.1 Método aritmético
Consiste en averiguar los aumentos absolutos que ha tenido la población y
determinar una cifra constante para un periodo fijo y aplicarla en años futuros.
Este método se utiliza para el cálculo de poblaciones bajo la consideración de que
estas van cambiando en la forma de una progresión aritmética y que se
encuentran cerca del límite de saturación (López Alegría, 2002).
119
7.2.2 Método geométrico
Este método considera que algunas poblaciones crecen en relación a un
porcentaje uniforme de la población actual del período. Se puede determinar de
dos maneras:
1) Por incremento medio anual en porciento.
2) Por la fórmula del interés compuesto.
La aplicación del método debe realizarse con precaución, ya que puede conducir
a resultados demasiados elevados, sobre todo en aquellas ciudades relativamente
jóvenes con industrias expansivas (López Alegría, 2002).
7.2.3 Método de Malthus
Este método se basa en la utilización del incremento medio anual (López Alegría,
2002).
7.3 Medición y cálculo de caudal
La cantidad de aguas residuales generadas en cualquier sector, depende
directamente de la cantidad de agua que se consuma.
El Manual de agua potable, alcantarillado y saneamiento: datos básicos de la
Comisión Nacional del Agua (CNA, 2007), menciona que para la determinación de
los consumos de agua potable en localidades de la República Mexicana, se
pueden presentar en forma general dos casos: a) la localidad en estudio no
dispone de estadísticas de consumos de agua y b) se tienen estadísticas de
consumos de agua potable.
En el caso de no existir estadísticas de consumo de agua potable en la localidad
de estudio, se procede con alguno de los dos criterios siguientes:
1) Consiste en realizar una medición de volúmenes consumidos por muestras
de usuarios, seleccionados aleatoriamente en la localidad.
2) Consiste en determinar los consumos de agua, en base a los datos
presentados en las tablas del Manual de agua potable, alcantarillado y
120
saneamiento: datos básicos. Estos datos, son valores obtenidos de
mediciones estadísticas, registradas en la bibliografía técnica.
En este caso, no se cuenta con datos estadísticos de consumo, por lo que es
necesario llevar a cabo la determinación de estos valores. Para el cálculo del
gasto (caudal), se ha optado por aplicar los dos criterios mencionados
anteriormente.
7.4 Caracterización de las aguas residuales
Los diversos componentes de un agua residual se presentan en mayor o menor
medida dependiendo del tipo de sector que las genere. Las particularidades de
cada componente nos proporcionan una noción acerca de las características del
agua residual que se va a tratar. Conocer estos aspectos permite tener una base,
que sirve de apoyo, al momento de elegir el sistema de tratamiento que se va a
utilizar, así como también en el diseño de dicho sistema.
Para poder cuantificar los componentes de un agua residual, estos se definen
como parámetros bilógicos, físicos y/o químicos, los cuales pueden ser medidos
mediante pruebas de laboratorio.
En este caso, para la determinación de los parámetros de diseño, se emplearon
dos métodos:
1) Mediante los procedimientos indicados en las Normas mexicas (NMX).
2) Mediante la utilización de kits de ensayo.
7.4.1 Toma de muestras
El objetivo de la toma de muestras es la obtención de una porción de material
cuyo volumen permita pueda ser transportado con facilidad y manipulado en el
laboratorio sin que por ello deje de ser representativo del sitio de donde procede.
Debido a que en los sitios donde se encuentran los puntos de descarga se
presenta un gran desprendimiento de materia orgánica (hojas), lo cual podría
interferir en los resultados de la caracterización, las muestras para las
determinaciones se tomaran directamente de los tanques de sedimentación. De
esta manera, podemos asumir la toma de muestras homogeneizadas.
121
7.4.2 Sólidos totales (ST)
Es la suma de los sólidos suspendidos totales, sales disueltas y materia orgánica.
Se determinó siguiendo el procedimiento indicado en la NMX-AA-034-SCFI-2001:
Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y
residuales tratadas.
7.4.3 Sólidos totales volátiles (STV)
Es la cantidad de materia orgánica (incluidos aquellos inorgánicos) capaz de
volatilizarse por el efecto de la calcinación a 550°C ± 50°C en un tiempo de 15 a
20 minutos. Se determinó siguiendo el procedimiento indicado en la NMX-AA-034-
SCFI-2001: Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas naturales,
residuales y residuales tratadas.
7.4.4 Sólidos suspendidos totales (SST)
Sólidos constituidos por sólidos sedimentables, sólidos y materia orgánica en
suspensión y/o coloidal, que son retenidas en el elemento filtrante. Se determinó
siguiendo el procedimiento indicado en la NMX-AA-034-SCFI-2001: Determinación
de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.
7.4.5 Sólidos suspendidos volátiles (SSV)
Representan la fracción de sólidos suspendidos que se volatiliza por el efecto de
la calcinación a 550°C ± 50°C en un tiempo de 15 a 20 minutos. Se determinó
siguiendo el procedimiento indicado en la NMX-AA-034-SCFI-2001: Determinación
de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.
7.4.6 Sales disueltas totales (SDT)
Substancias orgánicas e inorgánicas solubles en agua y que no son retenidas en
el material filtrante. Se determinó siguiendo el procedimiento indicado en la NMX-
AA-034-SCFI-2001: Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas
naturales, residuales y residuales tratadas.
122
7.4.7 Sólidos sedimentables (SSED.)
Son materiales que se detectan en el fondo de un recipiente debido a la
sedimentación de estos. Se determinó siguiendo el procedimiento indicado en la
NMX-AA-004-SCFI-2000: Determinación de sólidos sedimentables en aguas
naturales, residuales y residuales tratadas.
7.4.8 Grasas y aceites (GyA)
Son los compuestos orgánicos constituidos principalmente por ácidos grasos de
origen animal y vegetal, así como de hidrocarburos del petróleo que son extraídos
de la muestra utilizando hexano como disolvente. Se determinó siguiendo el
procedimiento indicado en la NMX-AA-005-SCFI-2000: Determinación de grasas y
aceites recuperables en aguas naturales, residuales y residuales tratadas.
7.4.9 Demanda química de oxigeno (DQO)
Es la cantidad de materia orgánica e inorgánica en un cuerpo de agua, susceptible
de ser oxidada por un oxidante fuerte. Se mide con el fotómetro multiparamétrico
Hanna C99, el procedimiento ha sido desarrollado de acuerdo con los Métodos
Estándar 5220D y método 410.4 de la USEPA. Se utiliza el kit HI 93754B-25 (RM)
que es el reactivo de medición de DQO para rango medio (0 - 1500 mg/l).
7.4.10 Fósforo
El fósforo generalmente se encuentra en aguas naturales, residuales y residuales
tratadas como fosfatos. Éstos se clasifican como ortofosfatos, fosfatos
condensados y compuestos órganofosfatados. Se mide con el fotómetro
multiparamétrico Hanna C99, el procedimiento está basado en el método de
aminoácido. Se utiliza el kit HI 93706-01, que es el reactivo de medición para
Fósforo y abarca un rango de 0.0 a 15.0 mg/l.
7.4.11 Nitritos
Son compuestos iónicos que se encuentran en la naturaleza, formando parte del
ciclo del nitrógeno. Los nitritos (NO2-), es oxidado con facilidad por procesos
123
químicos o biológicos a nitrato, o bien reducido originando diversos compuestos.
Se mide con el fotómetro multiparamétrico Hanna C99, el procedimiento es una
adaptación del método 354.1 (Diazotación) de la EPA. Se utiliza el kit HI 93707-01
que es el reactivo para medición de Nitritos para rango bajo (0.00 a 0.35 mg/l).
7.4.12 Temperatura
La temperatura termodinámica, es una de las magnitudes fundamentales que
definen el Sistema Internacional de Unidades (SI) y cuya unidad es el grado kelvin
(°K). Esta unidad se utiliza tanto para expresar valores de temperatura
termodinámica como intervalos de temperatura. Se mide con el pH metro de mesa
Hanna (HI221).
7.4.13 pH
El pH es la medida del grado de acidez o alcalinidad de una disolución acuosa y
se define como el logaritmo negativo de la concentración de iones H+, (-log [H+]).
Se mide con el potenciómetro de mesa Hanna (HI221).
7.5 Diseño del sistema de humedal artificial
La selección de un humedal artificial como sistema para el tratamiento de las
aguas residuales de la Universidad de la Sierra Juárez se ha realizado en base a
orientación previa a cerca de algunas de las ventajas y desventajas que presenta
este sistema sobre otros existentes. Mediante la revisión bibliográfica (apartado 5)
se ha compilado información pertinente a humedales artificiales con el fin de
reforzar la selección de este sistema.
Tomando en cuenta los requerimientos y características del sitio para el que se
propone el sistema podemos resaltar algunas de las ventajas y desventajas que
presentan los humedales artificiales (Tabla 5,2, apartado 5):
Toleran una amplia gama de contaminantes, lo que supone que estos
sistemas son, en mayor o menor medida, eficientes en el tratamiento de
varios tipos de contaminantes. Así, aunque el sistema se diseñe para la
remoción de un contaminante especifico, se puede asegurar la remoción de
124
otros contaminantes sin tener que poner especial atención en ellos gracias
a los múltiples procesos que tienen lugar dentro del sistema.
Los bajos costos operacionales y el bajo consumo de materiales e insumos
de energía, lo cual supone gastos relativamente bajos durante todo el
periodo de funcionamiento del sistema y que, en cierta medida, mitigan los
costos medianamente altos que supone su construcción, costos que por
otro lado son todavía más bajos que los que se requiere para otro tipo de
sistemas.
Son sistemas naturales de tratamiento que no requieren de ningún tipo de
sustancia química para la eliminación de los contaminantes ya que se
basan únicamente en los procesos que se dan por la interacción del agua
residual con las plantas y el sustrato. Sin embargo, al ser sistemas
naturales, pueden presentar variaciones en su rendimiento debido a los
cambios estacionales. En el caso de esta propuesta, este factor no es un
limitante ya que las condiciones climáticas del lugar donde se encuentra
ubicada la UNSIJ no presentan variaciones bruscas al cambio estacional,
manteniendo normalmente condiciones estables de temperatura, la cual en
muy pocas ocasiones llega a temperaturas muy bajas (especialmente en
invierno).
Dependiendo del caudal a tratar y de las características del agua residual,
los humedales artificiales pueden requerir de extensiones amplias de
terreno para su construcción. Tomando como referencia los resultados
obtenidos en la caracterización y la estimación del caudal de aguas
residuales de la UNSIJ, se infiere que el tamaño del humedal diseñado será
de proporciones medias por lo cual no necesitara de una gran extensión de
terreno para su construcción y por lo tanto es perfectamente factible su
implementación dentro de los terrenos con os que cuenta la institución.
Además de las ventajas y desventajas propias de este sistema de tratamiento,
Seoánez (2005) en su libro Depuración de las aguas residuales por tecnologías
ecológicas y de bajo costo nos presenta una serie de tablas comparativas entre
125
distintos sistemas de tratamiento, dentro de los cuales podemos observar a los
humedales artificiales.
En las Tablas 7.1, 7.2 y 7.3 se presentan algunos otros criterios comparativos
entre los humedales artificiales y otros tipos de sistemas de tratamiento.
Tabla 7.1. Comparación de requerimientos de los sistemas de tratamiento (1) (Seoánez,
2005).
Sistema Superficie
necesaria
m2/habitante
Necesidad
de obra
Necesidad
de equipo
Generación de
subproductos
útiles
Funcionamiento
Fosa séptica 0.4 – 0.6 P MP No MS
Lecho filtrante 2.2 – 0.8 MP MP No S
Zanja filtrante 6 – 6.5 MP MP No S
Humedal artificial 2.5 – 9 P-B MP Si MS
Tanque Imhoff 0.05 – 1 B P-B Si S
Lecho bacteriano 4 – 7 B B Si C
Lecho de turba 0.6 - 1 P MP No S
Filtro de arena 1.2 -10 P P No S
Infiltración 2 - 10 P-B MP No S
Escorrentía sup. 6 – 10 P-B MP No S
Biodiscos 5 – 7 MP-P M No C
Aireación prolongada 2 – 8 B-M M Si MC
Lagunas aireadas 1 – 3 B MP Si C
Lagunas aerobias 4 – 7 B MP Si S
Lagunas anaerobias 4 – 7 B MP Si S
Lagunas facultativas 2 – 14 B MP Si S
Tratamiento F-Q 0.1 – 0.2 B M Si-No MC
Pozo filtrante 1 – 10 B-M MP No MS
Riego por encharcamiento 10 – 30 P-B MP Si I
Riego por aspersión 8 – 10 P P Si S
Riego por surcos 5 – 9 P P Si I
Adsorción 0.02 – 1 B B No S
Decantación 0.04 – 3 B B Si S
Microtamizado 0.02 – 1 B B Si I
Acuicultura 1 – 5 B B Si M
*M= Mucha B=Bastante P= Poca MP= Muy poca MS=Muy sencillo S=Sencillo
MC= Muy complicado C=Complicado I=Intermedio
126
Tabla 7.2 Comparación de requerimientos de los sistemas de tratamiento (2) (Seoánez, 2005)
Sistema Personal Control Frec. de
control
Costos de
construcción
Costos de
mantenimiento
Fosa séptica P P P P P
Lecho filtrante P P P M M
Zanja filtrante P P P M M
Humedal artificial P I M I I
Tanque Imhoff P P P I I
Lecho bacteriano M M M I M
Lecho de turba I P I P M
Filtro de arena I I I I M
Infiltración P P I P P
Escorrentía sup. I I M P P
Biodiscos M M M I M
Aireación prolongada M M M I M
Lagunas aireadas I M I P P
Lagunas aerobias P I I P P
Lagunas anaerobias P I I P P
Lagunas facultativas P I I P P
Tratamiento F-Q M M M M M
Pozo filtrante P I I M M
Riego por encharcamiento I M M P I
Riego por aspersión I I I I I
Riego por surcos I M M I I
Adsorción P P P I I
Decantación P P P I I
Microtamizado P I I M I
Acuicultura I M M M I
*P=Poco I=Intermedio M=Mucho
127
Tabla 7.3. Comparación de rendimientos en sistemas de tratamiento (Seoánez, 2005).
Sistema Rendimiento en %
DQO DBO SS N P C
Fosa séptica 30 – 60 20 – 60 50 – 90 0 – 60 0 – 75 10 – 90
Lecho filtrante 90 – 95 80 – 90 50 – 90 10 – 90 35 – 55 --
Zanja filtrante 65 – 90 90 – 98 -- 25 – 98 80 – 98 --
Humedal artificial 55 – 80 60 – 98 60 – 98 30 – 70 20 – 60 99 – 99.9
Tanque Imhoff -- 30 – 65 35 – 85 -- -- --
Lecho bacteriano 70 – 80 60 – 96 50 – 95 20 – 70 5 – 30 80 – 95
Lecho de turba 60 – 90 70 – 90 85 – 95 20 – 75 20 – 30 99 – 99.5
Filtro de arena 70 – 90 80 – 99 40 – 99 25 – 90 20 – 80 98 – 99.9
Infiltración 60 – 75 80 – 99 80 – 99 30 – 90 90 – 95 99 – 99.9
Escorrentía sup. 90 – 95 90 – 99 95 – 99 40 – 95 90 – 95 95 – 99.9
Biodiscos 70 – 90 80 – 98 75 – 98 30 – 80 20 – 30 80 – 90
Aireación prolongada 70 – 90 85 – 90 85 – 99 60 – 90 20 – 70 90 – 95
Lagunas aireadas 70 – 90 60 – 97 70 – 92 10 – 60 25 – 40 99 – 99.5
Lagunas aerobias 50 - 60 65 – 90 90 - 95 60 – 70 10 - 20 99 – 99.9
Lagunas anaerobias 20 – 40 50 – 90 60 – 80 30 – 40 10 – 20 99 – 99.9
Lagunas facultativas 50 – 85 60 – 95 50 – 90 60 – 70 10 – 40 99 – 99.9
Tratamiento F-Q 70 – 98 70 – 98 70 – 95 20 – 60 90 – 98 99 – 99.8
Pozo filtrante -- -- -- -- -- --
Riego por encharcamiento 70 – 99 95 – 99 98 – 99 90 – 98 90 – 98 99 – 99.9
Riego por aspersión 75 – 85 90 -99 95 – 99 85 – 90 85 – 90 99 – 99.8
Riego por surcos 70 – 90 95 – 99 95 – 99 90 – 98 90 – 98 99 – 99.9
Adsorción 85 – 90 85 – 98 98 – 99 60 – 80 50 – 85 80 – 95
Decantación 70 – 80 70 – 80 96 – 99 60 – 70 10 – 30 99 – 99.5
Microtamizado 30 – 60 30 – 60 98 – 99.9 60 – 70 10 – 50 98 – 99.9
Acuicultura 90 -98 90 – 98 90 – 95 90 – 95 90 – 99 98 – 99.9
*DQO=Demanda química de oxígeno
DBO=Demanda bioquímica de oxígeno
SS=Sólidos en suspensión
N=Nitrógeno total
P=Fósforo
C=Coliformes fecales
128
Como podemos observar, en la mayoría de los casos los humedales artificiales
ofrecen iguales o mayores beneficios y con menores requerimientos que otros
sistemas de tratamiento. Por esta razón, los humedales artificiales son
considerados como sistemas a bajo costo y su implementación resulta muy viable
debido a su equilibrio en el costo-beneficio.
De los dos tipos de humedales artificiales que describen anteriormente (apartado
5.3) se ha elegido diseñar para esta propuesta un humedal artificial de flujo
subsuperficial. Dentro de algunas de las características y ventajas de los
humedales SSF se pueden mencionar las siguientes:
El flujo en este tipo de humedales se mantiene a través y por debajo del
lecho de grava y arena lo que permite que el agua no esté en contacto con
la atmosfera. Al no estar al aire libre el agua residual no es un foco de
atracción para mosquitos y otro tipo de insectos nocivos además de que se
evita que el personal y otras personas entren en contacto con estas aguas
residuales.
La conFiguración de los humedales SSF proporciona una mayor protección
térmica que los humedales FWS. Como se menciona anteriormente, en
algunas ocasiones las temperaturas del sitio pueden llegar a ser bajas por
lo que el sistema SSF da un margen de confiabilidad más amplio (que los
FWS) en las situaciones excepcionales que se puedan presentar.
Gracias a su lecho de grava y arena, que proporciona mayor superficie
específica, pueden requerir de menores extensiones de terreno para su
construcción que los humedales FWS.
Habiendo elegido el humedal SSF como el sistema de tratamiento, el diseño se
realiza empleando las ecuaciones del apartado 6 (Modelos de diseño), utilizando
las correspondientes a humedales SSF.
129
7.6 Selección de la vegetación a implementar en el sistema
La vegetación es uno de los componentes fundamentales de un humedal artificial,
por ello se debe tener especial atención al momento de seleccionar la que será
implementada.
Las plantas encontradas en humedales naturales cerca del sitio donde será
implementado el humedal artificial son muy beneficiosas ya que están adaptadas
al clima local.
Por previo conocimiento, se sabe que algunas de las especies utilizadas en los
humedales artificiales están presentes en zonas cercanas a la UNSIJ, por lo que la
obtención de estas no será un factor limitante.
130
8. RESULTADOS
8.1 Descripción del sitio
El diseño del humedal artificial se realiza con la finalidad de contar con la
propuesta de un sistema que permita dar tratamiento a las aguas residuales
generadas en las instalaciones de la Universidad de la Sierra Juárez.
8.1.1 Universidad de la Sierra Juárez
8.1.2.1 Antecedentes
La Universidad de la Sierra Juárez (UNSIJ) forma parte del Sistema de
Universidades Estatales de Oaxaca (SUNEO), es una Institución Pública de
Educación Superior e Investigación Científica del Gobierno del Estado de Oaxaca,
con apoyo y reconocimiento del Gobierno Federal.
La UNSIJ es un instrumento de desarrollo para la región de la Sierra Norte, como
Centro de Educación Superior e Investigación Científica, enfocado a la formación,
especialización y desarrollo integral de profesionales en diversos aspectos de las
necesidades del país, así como para generar empresas y activar la economía
regional.
La Universidad de la Sierra Juárez es un centro de educación superior e
investigación científica, en el cual se procura la transformación positiva de la
mentalidad de los jóvenes para brindarles:
Una educación superior.
La investigación en las ciencias naturales, sociales y humanísticas.
La difusión de la cultura y promoción del desarrollo.
Contribuir mediante el desarrollo de investigaciones de la educación superior, a la
independencia económica, científica, tecnológica y cultural del Estado y del país,
creando condiciones que propicien un adecuado desarrollo social.
8.1.2.2 Medio Físico
El medio físico de la Universidad de la Sierra Juárez está enmarcado dentro del
medio físico del territorio de Ixtlán de Juárez, donde se encuentra ubicada.
131
8.1.2.3 Población
La población de la Universidad de la Sierra Juárez está formada por alumnos,
profesores, personal administrativo, personal operativo, entre otros. En la Tabla
8.1 se presenta la evolución de la población de la UNSIJ del periodo 2005-2010.
Esta información se obtuvo recurriendo a los registros existentes en el
departamento de servicios escolares y el departamento de recursos humanos.
Tabla 8.1. Evolución de la población de la UNSIJ.
AÑO POBLACIÓN (#)
2005 119
2006 164
2007 240
2008 297
2009 415
2010 508
En la Figura 8.2, la gráfica nos muestra que el crecimiento poblacional de la
Universidad en el periodo 2005-2010 ha presentado una tendencia exponencial.
Figura 8.1. Gráfica del incremento anual de la población de la UNSIJ.
132
Como se puede observar, el crecimiento de la población de la UNSIJ en el periodo
2005-2010 sigue una tendencia exponencial, sin embargo, esto se debe a que la
universidad era de recién apertura y por lo tanto año con año se sumaba población
pero no se restaba. Para después del año 2010 este fenómeno se atenuara ya
que habrá flujo constante de población, esto es con entradas y salidas.
8.1.2 Ixtlán De Juárez
8.1.2.1 Delimitación territorial
Limita al norte con Santiago Comaltepec y Ayotzintepec; al sur con Guelatao de
Juárez, Santa Catarina Ixtepeji y San Miguel Amatlán; al oeste con San Pablo
Macuiltianguis, San Juan Atepec, San Juan Evangelista Analco y Santa María
Jaltiaguis; y al este con San Miguel Yotao, Capulálpam de Méndez y Tanetze de
Zaragoza.
8.1.1.2 Localización
El Municipio de Ixtlán se localiza en la región centro-norte del Estado de Oaxaca,
en las estribaciones de la Sierra Madre de Oaxaca, también conocida como Sierra
Juárez. La distancia de la cabecera municipal a la capital del Estado de Oaxaca es
de 59 kilómetros aproximadamente, a la cual se llega por la carretera federal
número 175 Oaxaca-Tuxtepec.
Figura 8.2. Croquis de macro-localización de Ixtlán de Juárez
133
8.1.1.3 Orografía
El municipio se encuentra incluido en la provincia fisiográfica denominada Sistema
Montañoso del Norte de Oaxaca y presenta una topografía muy accidentada cuyas
pendientes más frecuentes fluctúan en un rango del 40 al 60 por ciento. Las
principales elevaciones se encuentran “La Cumbre de los Pozuelos”, localizada a
3,200 metros sobre el nivel del mar y el cerro “Naguetzi”, incluido también en la
provincia fisiográfica denominada Sistema Montañoso del Norte de Oaxaca. Al
oriente el municipio se une con la Sierra Madre del Sur para formar el denominado
nudo o cordón del Zempoaltépetl. La altitud en el municipio varía de los 200 a
3,200 metros sobre el nivel del mar.
8.1.1.4 Clima
El clima predominante es el templado, con presencia de tres climas más, cálido,
semi-cálido y semifrío, respectivamente. En el municipio la precipitación promedio
de lluvia es de 2,000 milímetros anuales y en la zona baja las lluvias son
abundantes. La temporada de lluvias se presenta en el mes de mayo en el
municipio; julio, agosto y septiembre son los meses más lluviosos; en octubre y
noviembre las precipitaciones bajan a lloviznas, lo que indica la terminación del
periodo de lluvias; en los meses de noviembre y diciembre se presentan lloviznas
y aguanieve, así como la intensificación de los fríos, neblina y se presentan
heladas; siendo los meses de mayor frío de octubre a febrero; las sequías
marcadas se presentan en los meses de marzo, abril y mayo.
8.1.1.5 Vegetación
Gracias a las condiciones orográficas, dentro del territorio de Ixtlán se presenta
una gran variedad de vegetación, dentro de las cuales podemos encontrar:
Bosque mesófilo de montaña: estos bosques se desarrollan en zonas de alta
humedad en Donde la lluvia a veces alcanza 6,000 mm al año. Se caracterizan por
una gran diversidad de especies con elementos de zonas templadas y de zonas
tropicales húmedas. En el interior del bosque son comunes las plantas epífitas,
musgos, líquenes, bromelias, orquídeas y los singulares helechos arborescentes.
134
Selva baja caducifolia: más del 75% de los árboles tiran las hojas en la época
más seca del año. Se distribuye frecuentemente sobre laderas de cerros.
Selva baja sub-caducifolia: entre el 50% y el 75% de las especies tiran la hoja
en la época más seca del año.
Selva alta y mediana perennifolia: más del 75% de las especies conservan las
hojas todo el año. Selva mediana, entre 15 y 30 metros de altura.
Bosque de pino-encino: crecen plantas como el pastle, musgos, bejucos, flores y
en los troncos viven diferentes especies de hongos.
Pastizal: se encuentra en la parte baja, no es de forma natural.
8.1.1.6 Fauna
Existe una gran diversidad de animales silvestres que se pueden encontrar en los
bosques al recorrerlos, como son la comadreja, tuza, coyote, tejón, ardillas,
armadillos, tlacuaches, tepezcuintle, puerco espín, zorrillo, changos, la martha,
cola pinto o cacomixtle, tapir, nutria, venado, conejos, mapaches, jabalí, oso
hormiguero, camaleón, víbora cascabel, víbora nauyaca, ardillas voladoras,
jaguares, pumas, leopardo, tigre y leoncillo, estas últimas se encuentran en las
áreas más adentradas e los bosques.
Entre las aves silvestres destacan el colibrí o chupa rosa, perdiz, correcaminos,
tecolotes o búhos, calandria, pájaro carpintero, pavas, faisán, pájaro azul, pico
real, pájaro matraca, salta pared, paloma silvestre, pájaro azul copetón, gallinilla,
jilguero, golondrina, cacalote, chachalaca, ave nacional, tortolita, tucán, lechuza,
gorrión, guajolote montés, perico y otras aves de rapiña como el águila, halcones,
zopilote, gavilanes y los cuervos.
135
8.2 Proyección de la población
8.2.1 Método aritmético
La población futura es estimada a partir de:
(49)
(50)
Donde:
: Población final del periodo de diseño
: Población actual
: Población pasada
: Diferencia de tiempo en años entre y
: Diferencia de tiempo en años entre y
: Incremento medio anual (habitantes/año)
Utilizando los datos de la Tabla 8.1, se realiza el cálculo de la población futura
para un periodo de 10 años. Los datos son los siguientes:
Se calcula el incremento medio anual utilizando la ecuación (50):
⁄
⁄
136
Sustituyendo los datos en la ecuación (49) calculamos la población futura a 10
años:
( ⁄ )
8.2.2 Método geométrico
La población mediante este método se puede proyectar de dos maneras:
1) Por incremento medio anual en porciento
(51)
Donde:
: Población al final del periodo de diseño
: Población actual
: Incremento medio anual en el porciento
Se crea una tabla para ordenar los datos necesarios:
Tabla 8.2. Cálculo del incremento en % dela población de la UNSIJ para el periodo 2005-
2010.
AÑO POBLACIÓN INCREMENTO INCREMENTO EN %
2005 119 ------ ------
2006 164 45 37.81
2007 240 76 46.34
2008 297 57 23.75
2009 415 118 39.73
2010 508 93 22.41
Suma 170.04
137
El se calcula dividiendo la sumatoria de los porcentajes de crecimiento entre
el número de años del periodo utilizado para el cálculo de los incrementos. En este
caso el periodo es 2005-2010, por lo tanto la sumatoria se divide entre 5 años:
Para el periodo de proyección de 10 años el (3.40)
Sustituyendo en la ecuación (51) se tiene que:
2) Por la fórmula del interés compuesto
(52)
Donde:
: Población al final del periodo de diseño
: Población actual
: Es la razón del incremento
: Es el periodo en años entre y
Desarrollando por logaritmos la expresión anterior, se tiene:
(53)
De donde:
Se crea una tabla para ordenar los datos necesarios:
138
Tabla 8.3. Cálculo de la población de la UNSIJ por el método de interés compuesto.
PERIODO N
2005-2006 1 2.21 2.08 0.13 0.13
2006-2007 1 2.38 2.21 0.17 0.17
2007-2008 1 2.47 2.38 0.09 0.09
2008-2009 1 2.61 2.47 0.14 0.14
2009-2010 1 2.71 2.61 0.1 0.1
Suma 0.63
De donde el antilogaritmo ( osea que . sustituyendo este
valor en la ecuación (52) se tiene:
8.2.3 Método de Malthus
En el método de Malthus, la población se determina mediante la siguiente
ecuación:
Donde:
: Es el incremento medio anual.
: Es el periodo normal entre censos, que se toma como la unidad. (En este caso
)
En el caso 1) del método geométrico se calculó un incremento medio anual de
3.40, por lo que se toma este valor para
139
Aplicando la ecuación (55), tenemos:
8.2.4 Población futura
En la Tabla 8.4 se resumen los valores estimados de la población futura por cada
uno de los métodos:
Tabla 8.4. Población futura estimada para el año 2020.
MÉTODO POBLACIÓN ESTIMADA
Método aritmético 1286
Método geométrico por
incremento medio anual en %
2235
Método geométrico por formula
del interés compuesto
9482
Método de Malthus 2235
La población a utilizar en el cálculo de los factores para el dimensionamiento del
humedal será el proporcionado por el método aritmético. Este valor es el que se
considera más razonable y acorde con las tendencias, esto debido a que sí se
predice un crecimiento en la matrícula de la universidad, por demanda de las
carreras ofrecidas o por apertura de otras nuevas, pero siempre tomando en
cuenta el efecto de crecimiento que se presentó en el periodo utilizado para la
realización de las proyecciones
8.3 Medición y cálculo de caudal
8.3.1 Medición y cálculo de caudal por método directo
La medición directa, nos brinda información veraz y puntual sobre las
características del volumen de descarga del agua residual del lugar para el cual
será diseñado el sistema de tratamiento.
140
El Manual de agua potable, alcantarillado y saneamiento: datos básicos, menciona
algunas sugerencias y especificaciones sobre cómo llevar a cabo la medición de
los volúmenes. Sin embargo, este procedimiento está pensado para aquellas
localidades en las cuales se desarrollan varios tipos de servicios, por lo cual
resulta un tanto complejo para nuestro contexto, por lo que se optó por un método
más sencillo de aplicar.
El procedimiento para la medición del caudal comenzó con la identificación de los
puntos de descarga. La UNSIJ cuenta con tanques de sedimentación como único
método para el tratamiento de sus aguas residuales, existen dos tanques de
sedimentación dentro del campus universitario. Se consideró como punto de
descarga el sitio de salida de agua residual de cada tanque de sedimentación,
tomado en cuenta el flujo natural que le da la constitución del terreno.
Identificados los dos puntos de descarga (nombrados Punto 1 y Punto 2), se
procedió al acondicionamiento de los sitios para la instalación de vertederos
(Figura 8.3 y 8.4), método que fue elegido como sistema de medición por ser uno
de los más sencillos a implementar.
Tomando en cuenta las características supuestas del caudal (gasto pequeño) y la
de los tipos de vertederos, se eligió un vertedero triangular con ángulo de 90° para
realizar la medición. Este tipo de vertederos es bastante eficiente, sin embargo
suelen presentar pérdida de carga, por este motivo se recomiendan para la
medición de caudales pequeños (menores a 110 l/s), ya que a estos niveles de
gasto de agua su precisión es mayor que la de los otros tipos de vertederos.
Figura 8.3. Vertedero instalado en el Punto 1 Figura 8.4. Vertedero instalado en el Punto 2
141
Para el cálculo del gasto (en base a vertederos triangulares) existen diferentes
fórmulas empíricas, siendo la de King la más usada:
⁄ (58)
Donde:
: Gasto, m3/s
: Altura o carga,
Durante los meses de octubre a diciembre de 2009 se realizaron mediciones de la
altura del agua que corría a través del vertedero. Las mediciones fueron llevadas a
cabo de lunes a viernes en días discontinuos durante los tres meses y en un
horario entre las 11 y 13 horas. Los datos recolectados fueron convertidos
utilizando la ecuación (58) para obtener el caudal de agua residual en m3/s.
En las siguientes tablas (8.5 y 8.6) se muestran los datos obtenidos de las
mediciones realizadas así como los datos obtenidos utilizando la ecuación (58):
Tabla 8.5. Alturas medidas y gastos calculados para el punto 1.
Punto 1
h (m) Ec. King (m3/s) Q (m
3/día) h (m) Ec. King (m
3/s) Q (m
3/día)
0.035 0.000316 27.325 0.025 0.000136 11.783
0.027 0.000165 14.282 0.042 0.000499 43.104
0.024 0.000123 10.639 0.027 0.000165 14.282
0.019 0.000069 5.933 0.035 0.000316 27.325
0.034 0.000294 25.415 0.031 0.000233 20.174
0.033 0.000273 23.587 0.024 0.000123 10.639
0.033 0.000273 23.587 0.035 0.000316 27.325
0.023 0.000111 9.566 0.015 0.000038 3.286
0.014 0.000032 2.765 0.013 0.000027 2.297
0.013 0.000027 2.297 0.01 0.000014 1.192
0.018 0.000060 5.183
142
Tabla 8.6. Alturas medidas y gastos calculados para el punto 2.
Punto 2
h (m) Ec. King (m3/s) Q (m
3/día) h (m) Ec. King (m
3/s) Q (m
3/día)
0.018 0.00006 5.18 0.013 0.000027 2.30
0.02 0.00008 6.74 0.015 0.000038 3.29
0.017 0.00005 4.49 0.028 0.000181 15.64
0.019 0.00007 5.93 0.017 0.000052 4.49
0.023 0.00011 9.57 0.017 0.000052 4.49
0.028 0.00018 15.64 0.01 0.000014 1.19
0.035 0.00032 27.33 0.018 0.000060 5.18
0.027 0.00017 14.28 0.024 0.000123 10.64
0.019 0.00007 5.93 0.01 0.000014 1.19
0.017 0.00005 4.49 0.008 0.000008 0.68
0.012 0.00002 1.88 0.006 0.000004 0.33
0.008 0.00001 0.68
En la Figura 8.5, la gráfica nos muestra la variación de caudal, en los dos puntos,
durante el periodo de muestreo. Los valores más altos corresponden a muestreos
realizados en días lluviosos, estos valores proporcionan un margen de versatilidad
aceptable al gasto promedio ya que este valor será en cierta medida más
representativo del caudal máximo que pueda llegar a tratarse.
Figura 8.5. Gráfica que muestra la variación de caudal en los puntos 1 y 2 durante el periodo
de muestreo.
143
De los datos presentados en las tablas podemos deducir los valores de gasto
mínimo, gasto máximo y gasto promedio. En la siguiente tabla (8.7) se presentan
los valores de gasto para cada punto así como el gasto total para cada categoría
(que es la suma de gastos de los puntos 1 y 2)
Tabla 8.7. Gastos de agua residual por puntos y total.
Gasto de agua residual
Gasto Punto 1 Punto 2 Total
Gasto mínimo ( *
Gasto máximo **
Gasto medio ***
* Dato con valor mínimo en tablas 8.5 y 8.6, para los puntos 1y 2.
**Dato con valor máximo en tablas 8.5 y 8.6, para los puntos 1 y 2.
***Valor promedio de datos de las tablas 8.5 y 8.6, para los puntos 1 y 2.
8.3.1.1. Cálculo de caudal para la población futura
Los valores anteriores reflejan el gasto de agua residual para la población en el
momento de realizar las mediciones en el caudal. Ya que lo que nos interesa es
conocer el valor del caudal para una población futura, se realizan los cálculos
necesarios para llegar a este valor.
1) Se calcula la aportación diaria por habitante. Esto se obtiene
dividiendo el caudal diario entre el número de habitantes (presente).
Los resultados se presentan en la Tabla 8.8:
Tabla 8.8. Aportación de agua residual/habitante/día.
Gasto de agua residual/habitante/día
Gasto Punto 1 Punto 2 General
Gasto mínimo (
Gasto máximo
Gasto medio
Los datos resultantes se toman como valores constantes de aportación de aguas
residuales por habitante por día en la UNSIJ.
144
2) Al tener valores (constantes) de aportación de aguas residuales por
habitante por día se puede realizar el cálculo de la aportación de
aguas residuales para la población proyectada. Esto se logra
multiplicando la población (futura) por la constante de aportación.
Los resultados se presentan en la Tabla 8.9:
Tabla 8.9. Gastos de agua residual para la población proyectada (2020).
Gasto de agua residual (2020)
Gasto Punto 1 Punto 2 General
Gasto mínimo (
Gasto máximo
Gasto medio
8.3.2 Cálculo de caudal en base al Manual de agua potable,
alcantarillado y saneamiento: datos básicos.
El Manual de agua potable, alcantarillado y saneamiento: datos básicos, presenta
una serie de tablas que contienen datos, sobre consumo de agua, obtenidos de
mediciones estadísticas registradas en la bibliografía técnica. Los datos se
presentan en clasificación de acuerdo a los diferentes tipos de servicios que están
presentes dentro de una localidad (tabla 8.10): uso doméstico, uso en comercios,
uso en industrias y uso en servicios públicos. Dentro de esta última categoría, se
encuentra “Educación y cultura” que es a lo que corresponde, en este caso, el tipo
de uso.
Tabla 8.10. Consumo en usos públicos (CNA, 2007).
TIPO DE INSTALACIÓN CONSUMO DE AGUA
SALUD
Hospitales, clínicas y centros de salud 800 l/cama/día (a, b)
Orfanatorios y acilos 300 l/huésped/día (a)
EDUCCIÓN Y CULTURA
Educación elemental 20 l/alumno/turno (a, b)
Educación media y superior 25 l/alumno/turno (a, b)
145
RECREACIÓN
Alimentos y bebidas 12 l/comida (a, b)
Entretenimiento (teatros públicos) 6 l/asiento/día (a, b)
Recreación social (deportivos municipales) 25 l/asistente/día (a)
Deportes al aire libre con baño y vestidores 150 l/asistente/día (a)
Estadios 10 l/asiento/día (a)
SEGURIDAD
Cuarteles 150 l/persona/día (a)
Reclusorios 150 l/interno/día (a)
COMUNICACIÓN Y TRANSPORTES
Estaciones de transporte 10 l/pasajero/día
Estacionamientos 2 l/m2/día
ESPACIOS ABIERTOS
Jardines y parques 5 l/m2/día
Nota: a) Las necesidades de riego se consideran por separado a razón de 5 l/m2/día.
b) Las necesidades generadas por empleados o trabajadores se consideran por separado a razón
de 100 l /trabajador/día.
En la universidad de la Sierra Juárez se trabaja bajo el esquema de un solo turno
el cual tiene un horario de 9:00 a 14.00 y de 16:00 a 19:00 horas. Alumnos y
trabajadores tienen un horario tal, que permanecen en la universidad por 8 horas.
La mayoría de los alumnos y trabajadores salen del campus entre las 14:00 y
16:00 horas. Tomando en cuenta estos factores, se considera a los alumnos y
trabajadores con el mismo nivel de consumo
La cantidad de agua residual generada es proporcional a la cantidad de agua
consumida. Por lo tanto, a partir de estos datos estadísticos de consumo,
podemos calcular la cantidad de agua residual generada dentro de la UNSIJ
tomando como base un consumo de 25 l/alumno/turno (incluyendo trabajadores),
que es lo que marca la Tabla 8.10 para educación media y superior.
8.3.2.1 Aportación de aguas residuales
La aportación de agua residual es el volumen diario que entra a la red de
alcantarillado. La mayoría de los autores están de acuerdo en que la aportación de
aguas residuales es solamente un porcentaje del consumo, ya que una proporción
146
del líquido no es tributada al alcantarillado debido a que es utilizado para otros
fines como consumo humano, riego de jardines, lavado de coches, etc.
Considerando lo anterior, se adopta como aportación de aguas negras el 75% de
la dotación de agua potable (en l/alumno/turno), considerando que el 25% restante
se consume antes de llegar a las atarjeas. Así, el valor de la aportación (en
l/alumno/turno) se calcula multiplicando el valor obtenido de la tabla por 0.75.
8.3.2.2 Gastos de diseño
Los gastos que se consideran en los proyectos de alcantarillado son: medio,
mínimo, máximo instantáneo y máximo extraordinario. Los tres últimos se
determinan a partir del primero.
1) Gasto medio
Es el valor del caudal de aguas residuales en un día de aportación promedio al
año. En función de la población y de la aportación, el gasto medio de aguas
residuales se calcula con:
Donde:
: Gasto medio de aguas residuales en l/s
: Aportación de aguas residuales en l/hab./día
: Población, en número de habitantes
86 400: Segundos /día
147
De esta forma, sería:
2) Gasto mínimo
El gasto mínimo es el menor de los valores de escurrimiento que normalmente se
presenta en un conducto. Se acepta que este valor es igual a la mitad del gasto
medio.
El valor de en este caso:
3) Gasto máximo
Es el caudal de aguas residuales que considera aportaciones de agua que no
forman parte de las descargas normales, como por ejemplo bajadas de aguas
pluviales de azoteas, patios, o las provocadas por un crecimiento demográfico
explosivo no considerado.
El gasto máximo se calcula con:
148
Donde:
: Gasto máximo
: Coeficiente de seguridad
En los casos en que se diseñe un nuevo sistema apegado a un plan de desarrollo
urbano que impida un crecimiento desordenado y se prevea que no existan
aportaciones pluviales de los predios vecinos, ya que estas serán manejadas por
un sistema de drenaje pluvial por separado, el coeficiente de seguridad será 1.
En los casos en que se diseñe la ampliación de un sistema existente de tipo
combinado, previendo las aportaciones extraordinarias de origen pluvial, se podrá
usar un coeficiente de seguridad de 1.5.
Por lo que tenemos que el gasto máximo es:
8.3.3 Comparación entre los dos métodos de cálculo de caudal
En la siguiente tabla se muestran los datos resultantes del cálculo de caudal por
los dos métodos utilizados:
Tabla 8.11. Gastos de agua residual por los dos métodos de cálculo.
Gasto de agua residual (2020)
Gasto Medición directa Manual
Gasto mínimo (
Gasto máximo
Gasto medio
Se observa que el gasto promedio no presenta una diferencia notable entre los
dos métodos como sucede con los gastos mínimo y máximo.
149
En el método de medición directa los valores mínimo y máximo son puntuales, es
decir, son el valor más bajo y el valor más alto de los datos de las mediciones
realizadas. El gasto promedio, como su nombre lo dice, es el promedio de todos
los valores tomados.
Siguiendo el procedimiento del Manual, el primer valor en calcularse es el gasto
promedio a partir del cual se deducen los gastos mínimo y máximo. Este
procedimiento se podría aplicar para el caudal promedio calculado por medición
directa lo cual arrojaría valores similares en los gastos mínimo y máximo.
Tomando en cuenta lo anterior y observando que el valor base (Gasto promedio)
no presenta grandes diferencias, podemos utilizar cualquiera de los dos valores en
el diseño del humedal.
8.4 Caracterización de las aguas residuales
8.4.1 Toma de muestras
Se efectuaron cinco muestreos simples en los dos tanques de sedimentación (3 en
el punto 1 y 2 en el punto 2). Los muestreos se realizaron durante 15 días del mes
de febrero de 2011. Cada muestra se tomó en una sola recogida en un recipiente
de 8 litros, a partir de cada muestra se tomaron las cantidades necesarias para la
determinación de cada parametro.. No fue necesario preservar las muestras ya
que las determinaciones se realizaron inmediatamente después de la recogida.
8.4.2 Caracterización
Inmediatamente después de la recogida la muestra fue trasladada al laboratorio de
análisis ambiental de la UNSIJ, en donde previamente ya se tenían preparados los
materiales establecidos en las normas y procedimientos seguidos. La
determinación de la mayoría de los parámetros se realizó por duplicado.
En la siguiente tabla (8.12) se presentan los valores obtenidos para cada
parámetro durante los cinco muestreos:
150
Tabla 8.12. Caracterización de las aguas residuales de la UNSIJ.
Muestreo/
Parámetro 1 2 3 4 5 Promedio
TEMP. (°C) 19.2 17.5 18.1 17.1 16.1 17.6
Ph 7.63 7.8 7.56 7.5 7.8 7.66
ST (mg/l) 0.626 0.532 0.632 0.854 0.458 0.62
STV (mg/l) 0.402 0.252 0.317 0.4 0.198 0.314
SST (mg/l) 0.014 0.017 0.149 0.258 0.082 0.104
SSV (mg/l) 0.011 0.013 0.109 0.224 0.048 0.081
SSED. (mg/l) 0 0.1 0.4 3.2 0.5 0.84
SDT (mg/l) 0.612 0.515 0.483 0.596 0.376 0.5164
GyA (mg/l) 0.0364 No 0.0098 0.0508 0.0318 0.0322
DQO (mg/l) 408.5 298.5 340 291 155 298.6
DBO5 (mg/l) 204.25 149.25 170 145.5 77.5 149.3
P (mg/l) 12.4 16.5 13.2 14.6 15.2 14.38
NITRITOS
(mg/l)
0 0 0 0 0 0
El análisis de las grasas y aceites se realizó una sola vez por cada muestra, esto
debido a la disponibilidad de equipo y a que el tiempo necesario para el
procedimiento es largo.
La determinación de nitritos se realizó en tres muestras, de las cinco tomadas, en
las cuales los valores resultantes siempre fueron nulos por lo cual se decidió no
realizar las otras determinaciones y asumir valores iguales ( tomando en cuenta el
ahorro de tiempo y reactivos).
La determinación de la DBO5 no se llevó a cabo en laboratorio, esto debido a que
en el momento de los muestreos no se contaba con algunos materiales y reactivos
necesarios para el procedimiento. La DBO5 se determinó mediante la relación
DBO5/DQO= 0.5, se tomó este valor en base a que los valores para la relación
DBO5/DQO en aguas residuales, tras un tratamiento por sedimentación primaria
(que es el que actualmente se aplica en la UNSIJ), oscilan entre 0.4 y 0.6 (tabla
8.13).
151
Tabla 8.13. Relaciones típicas entre DBO5, DQO y COT (Crites y Tchobanoglous, 2002).
Tipo de agua residual DBO5/DQO DBO5/COT
No tratada 0.3-0-8 1.2-2.0
Tras sedimentación primaria 0.4-0.6 0.8-1.2
Efluente final 0.1-0.3 0.2-0.5
Como podemos observar, los valores obtenidos para la mayoría de los parámetros
son relativamente bajos. Sin embargo, es necesario comparar estos valores con
los referenciales que marca la NOM-001-SEMARNAT-1996 para poder determinar
en qué medida cumplen con las especificaciones legales. En la siguiente tabla
(8.14) podemos observar la comparación entre los valores obtenidos para algunos
parámetros y los referenciales estipulados en la norma (enfocándose en la
protección de la vida acuática):
Tabla 8.14. Valores determinados vs NOM-001-SEMARNAT-1996.
Parámetros Determinaciones NOM-001-SEMARNAT-1996
Temperatura (°C) 17.6 40
Grasas y aceites (mg/l) 0.0322 15
Solidos sedimentables (mg/l) 0.84 1
Solidos suspendidos totales (mg/l) 0.104 40
DBO5 (mg/l) 209.02 30
Fósforo (mg/l) 14.38 5
La DBO5 y el fósforo son los únicos parámetros (contaminantes) que rebasan los
límites permitidos estipulados en la norma. El valor de la DBO5 es el que más se
aleja del valor permisible, por lo tanto será este el contaminante en base al cual se
diseñara el sistema.
8.5 Diseño del sistema de humedal artificial
El diseño del humedal artificial se realiza en base a las ecuaciones presentadas en
el apartado 6 (Modelos de diseño para humedales artificiales), utilizando el modelo
152
de remoción para DBO. En la siguiente tabla (8.15) se resumen los datos
necesarios a aplicar en las ecuaciones para el diseño del humedal.
Tabla 8.15. Datos para el diseño del humedal.
Parámetro Valor Referencia
(DBO5) mg/l 150
Determinación en laboratorio
(DBO5) mg/l 30 NOM-001-SEMARNAT-1996
Caudal (Q), m3/día 27 Determinación en campo
Porosidad ( 0.35 Crites y Tchobanoglous, 1998
Profundidad ( , m 0.6 EPA 832-F-00-023
°T (°C) 17.6 Determinación el laboratorio
9750.4 Crites y Tchobanoglous, 1998
Pendiente (%) 1 EPA 832-F-00-023
Utilizamos los valores de temperatura y DBO5 (entrada) que fueron determinados.
Los valores de los demás parámetros fueron tomados de datos bibliográficos y son
los valores más comúnmente utilizados para el diseño de sistemas de humedales
artificiales.
8.5.1 Dimensionamiento del humedal artificial
El primer dato a calcular es la constante de temperatura ya que este valor es
necesario en el cálculo del área superficial. Para calcular esta contante se aplica la
ecuación (26).
El valor de la constante de temperatura (a 20°C) para humedales subsuperficiales
es de (ecuación 29). Por lo tanto para humedales subsuperficiales:
153
Sustituyendo valores en la ecuación anterior tenemos:
Conociendo el valor de podemos obtener el valor del área superficial la cual se
calcula con la ecuación (28):
Sustituyendo valores tenemos:
⁄ ⁄
Conociendo el valor de , inmediatamente podemos calcular el tiempo de
retención hidráulica. Para ello aplicamos la ecuación (2):
154
Sustituyendo valores tenemos:
Los valores anteriores suponen una visión general de lo que será el humedal
artificial. A partir del valor de área superficial se lleva a cabo el diseño hidráulico él
cual es crítico en el éxito del rendimiento del sistema, sobre todo en humedales
SSF donde este concepto es necesario para asegurar que las condiciones de flujo
subsuperficial se mantienen en circunstancias normales durante todo el periodo de
funcionamiento del sistema
La relación largo-ancho tiene gran influencia en el régimen hidráulico y en la
resistencia al flujo del sistema. Las relaciones 1:1, 3:1 y 4:1 son generalmente
aceptables.
1) Se realiza el cálculo de los valores largo, ancho y área transversal del
humedal con las ecuaciones que se presentan en el apartado 6. Cabe destacar
que al aplicar estas ecuaciones no podemos elegir la relación largo-ancho.
Se realizan las operaciones para dimensionar el humedal de una sola celda. Se
calcula el ancho de la celda con la ecuación (9):
[
]
[
]
155
El largo de la celda está definido por la siguiente expresión:
Se realiza el cálculo del gradiente hidráulico, necesario para el cálculo del área
transversal, con la siguiente expresión:
Despejando de la ecuación (8):
Tenemos que:
Sustituyendo valores:
156
El área transversal también puede ser calculada con la siguiente expresión:
Conociendo los valores de largo y ancho podemos deducir la relación que existe
entre estos valores resultantes:
Esta relación es considerada aceptable dentro de los rangos establecidos.
2) A pesar de que la relación largo-ancho arrojada por los valores de las
ecuaciones resulta aceptable, puede que estas estimaciones no se ajusten a
nuestros requerimientos.
Una de las ventajas que presentan los sistemas de humedales es que se pueden
ajustar a las necesidades del sitio en donde se implementan. Tomando como base
la amplia gama de relaciones largo-ancho que se nos presentan, con unas simples
operaciones podemos calcular y ajustar los valores a nuestras necesidades.
Ahora se realiza el cálculo de los valores de largo, ancho y área transversal para
una celda con una relación L:W de 3:1 (recomendado para humedales con
profundidad de 0.6 m).
157
Por lo tanto:
√
√
Por lo tanto:
Calculamos el área transversal con la expresión:
Otra de las ventajas que presentan los sistemas de humedales es que son
sistemas que pueden trabajar en paralelo. Esta característica le permite adaptarse
a los requerimientos del sitio donde se implementa, además de afectar de forma
positiva en el rendimiento del sistema al dividir la carga entre varias celdas.
En este caso, se realiza el cálculo de las dimensiones del humedal con dos celdas
paralelas. Se toma la relación L:W de 3:1.
158
Primeramente dividimos el área superficial requerida de 216 m2 entre las dos
celdas, por lo tanto a cada celda le corresponde un área de 108 m2. Se realiza el
cálculo de los valores con esta área superficial. Los resultados aplican para las
dos celdas.
Por lo tanto:
√
√
Por lo tanto:
Calculamos el área transversal con la expresión:
159
En la siguiente tabla (8.16) se presentan los valores resultantes de los diseños
realizados en cada caso:
Tabla 8.16. Dimensiones del humedal SSF para tres diseños diferentes.
Relación L:W Celdas Largo (m) Ancho (m) Altura (m) Área transversal
(m2)
1.3:1 1 16.75 12.89 0.6 7.73
3:1 1 25.44 8.48 0.6 5.1
3:1 2 18 6 0.6 3.6
Tomando en cuenta las ventajas de cada uno de los diseños representados se
propone que sea utilizado el sistema de humedal con dos celdas en paralelo y con
una relación L:W de 3:1.
Para la implementación del humedal, se recomienda que el sustrato (grava, arena,
roca) se distribuya de acuerdo a su tamaño de forma descendente; es decir,
primero el sustrato de mayor tamaño y al final el más fino. Esta distribución
permite que las impurezas vayan reduciendo su tamaño con el fin de evitar que el
sistema llegue a obstruirse.
La propuesta para este sistema es de acuerdo a la siguiente distribución: 15% de
sustrato de 4” a 6”, 70% de sustrato de 3” a 4” y 15% de sustrato de 2” a 3”.
8.5.2 Tanque de Homogeneización
En el diseño del humedal artificial, se emplearon los valores promedio (caudal y
parámetros) resultantes de la combinación de los valores obtenidos de cada
tanque se sedimentación.
Para llevar a la práctica esta combinación de características, es necesario que los
flujos provenientes de los tanques de sedimentación sean llevados a un tanque de
homogeneización. Dado que este tanque tiene como única finalidad mezclar los
flujos no es necesario un diseño tan elaborado, por lo que se propone que el
tanque tenga las siguientes dimensiones: 2m de largo, 1m de ancho y 1.5m de
profundidad.
160
La representación gráfica del humedal artificial propuesto se presenta en el Anexo
1. En el esquema de diseño del sistema podemos observar el taque de
homogeneización y el humedal artificial. También podemos distinguir las
estructuras de entrada y salida cuya disposición queda a criterio durante la
construcción dependiendo de las condiciones del terreno.
8.6 Selección de la vegetación a implementar en el sistema
De las especies que se pueden llegar a implementar, dos de ellas se encuentran
en zonas cercanas al sitio. Esto representa una ventaja ya que al ser locales se
adaptaran y propagaran más fácilmente en el humedal. Las dos especies son: 1)
Typha spp. (espadaña) (Figura 8.4), la cual se encuentra en una pequeña laguna
ubicada en la comunidad de Guelatao de Juárez y 2) Phragmites spp. (carrizo)
(Figura 8.5), la cual se encuentra ampliamente distribuida en los alrededores de la
institución.
Figura 8.6. Typha Latifoliada. Figura 8.7. Phragmites spp.
Cuando se realiza la colecta de las plantas se debe tener cuidado de no dañar la
zona de las raíces ya que es la que ayuda al establecimiento de la planta en el
humedal. Se deben colectar rizomas con al menos 20 cm de tallo.
Para el establecimiento en el humedal, la parte con la raíz debe ser colocada
aproximadamente 5cm debajo de la capa de grava y arena. Los carrizos deberán
ser colocados con una distancia de 1m entre cada planta, las espadañas pueden
ser plantadas a 15cm de distancia (Mitch and Gosselink, 2000).
161
Con tiempo, es importante fomentar una zona de raíces consistente, esto se pude
lograr bajando el nivel de agua gradualmente para motivar que las raíces alcancen
mayor profundidad. Los carrizos son lo que alcanzan una mayor profundidad de
enraizamiento, de los cual se deduce que son las plantas que mejor funcionan en
este tipo de sistemas.
El periodo de propagación es aproximadamente de 2 a 3 meses, por lo que cabe
esperar que durante este tiempo el rendimiento del sistema sea bajo, aumentando
conforme la vegetación se haga más densa y las raíces alcancen mayor
profundidad.
162
9. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
9.1 Conclusiones
Con la realización de esta propuesta se alcanzará un gran beneficio para el
ecosistema debido a la importancia que en los últimos años se le ha dado al
tratamiento a las aguas residuales. Al mismo tiempo, se refuerza la posición
de la UNSIJ como una institución comprometida con el cuidado del medio
ambiente.
Los valores obtenidos del gasto de agua residual y los parámetros físicos,
químicos y bilógicos del agua residual son estimaciones realizadas en
función de que el proyecto es una propuesta. Sin embargo, estos datos
pueden ser utilizados en futuros proyectos como valores comparativos o de
referencia.
El sistema de tratamiento de aguas residuales propuesto es completamente
natural, no habría ruido por motores, utilización de energía eléctrica,
contaminación del aire, etc.
9.2 Recomendaciones
La implementación de un humedal artificial como sistema de tratamiento trae
consigo múltiples beneficios. Sin embargo, para aprovechar su máximo potencial,
se deben tomar en cuenta algunas consideraciones:
Cuando se construye un humedal es necesario llevar un control para medir
si este está cumpliendo con los objetivos y para indicar su integridad
biológica. Esta supervisión permite identificar los problemas temprano y así
evitar problemas mayores en el futuro.
Si el sistema opera con cargas altas es necesario que sea verificado por lo
menos 3 veces por mes, en caso contrario con una vez al mes es
suficiente.
Es importante realizar una evaluación del sistema para verificar su
funcionamiento. Algunos parámetros que se pueden medir son: la carga
hidráulica, volúmenes de entrada y salida, y la variación de la calidad del
163
agua entre la entrada y la salida. Si los resultados no son satisfactorios se
debe encontrar el problema y repararlo.
Los humedales deben ser controlados y evaluados periódicamente para
observar las condiciones generales del sitio (mínimo trimestralmente) y para
descubrir cambios importantes que puedan ser adversos, como erosión o
crecimiento de vegetación indeseable.
Debe supervisarse la vegetación constantemente para evaluar su salud y
abundancia. Para sistemas que operan con cargas bajas, la supervisión de
la vegetación no necesita ser frecuente, a diferencia de los que reciben
cargas altas que deben ser evaluados constantemente.
164
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11. ANEXOS
Anexo I. Propuestas de diseño de humedal artificial para el tratamiento de aguas residuales en la UNSI.
