evaluación de la calidad del agua

edici

ones

de la

CALIDAD DEL AGUA – Evaluación y diagnóstico –

Carlos Alberto Sierra Ramírez

M.Sc. Water Resources Engineering

George Washington University


1a edición 2011

© Universidad de Medellín© Ediciones de la U© Carlos Alberto Sierra Ramírez

ISBN: 978-958-8692-06-7

Editor:Leonardo David López EscobarDirección electrónica: [email protected] de Medellín. Medellín, ColombiaCra. 87 No. 30-65. Bloque 20, piso 2.Teléfonos: 340 52 42 - 340 53 35Medellín - Colombia

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A quienes son y han sido mis alumnos:

GRACIAS por permitirme ser parte de su formación como personas.

SATISFACCIÓN… la que se siente al verlos triunfar.

ORGULLO, el que embarga cuando saludan

después de algún tiempo.

GANAS de seguir adelante las que dan cuando,

ya como colegas, consultan y piden opiniones.

En fin, muchachos…, GRACIAS, por haberlos conocido.

▪ 7

Contenido

PRESENTACIÓN ............................................................................................................. 23

CAPÍTULO 1Conceptos generales

1.1 CLASIFICACIÓN DE LOS CUERPOS DE AGUA ...................................................... 27

1.2 IMPORTANCIA DEL RECURSO AGUA ................................................................... 28

1.3 EL AGUA Y EL MUNDO ......................................................................................... 29

1.4 LOS RECURSOS HÍDRICOS EN COLOMBIA .......................................................... 32

1.4.1 Vertientes ................................................................................................... 32

1.4.2 Aprovechamiento de los recursos hídricos en Colombia ............................. 32

1.5 NATURALEZA DEL PROBLEMA ............................................................................ 34

1.5.1 Los problemas de contaminación, sus efectos deteriorantes y las variables asociadas con la calidad del agua. .............................................................. 34

1.5.2 Perspectiva general .................................................................................... 34

1.6 DEFINICIÓN DE TÉRMINOS Y CONCEPTOS BÁSICOS EN EL ANÁLISIS DE LA CALIDAD DEL AGUA ................................................................................. 37

1.6.1 Concepto de carga y flujo de contaminantes .............................................. 37

1.6.1.1 Concepto de carga contaminante (W).............................................. 37

1.6.1.2 Concepto de flujo contaminante (J) ................................................. 37

1.6.2 Expresiones y términos utilizados en calidad del agua ............................... 38

1.6.2.1 Reacciones químicas ....................................................................... 39

1.6.2.2 Concentración ................................................................................. 41

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................................. 43

CAPÍTULO 2Características físicas, químicas y biológicas del agua

2.1 DEFINICIÓN DE CALIDAD DEL AGUA .................................................................. 47

2.2 AGUA CRUDA O EN ESTADO NATURAL (SIN TRATAMIENTO) ........................... 48

2.3 AGUAS RESIDUALES ............................................................................................ 50

2.4 AGUA TRATADA (AGUA POTABLE) ...................................................................... 52

▪ 8

2.5 PROPIEDADES DEL AGUA ..................................................................................... 52

2.6 PARÁMETROS FÍSICOS, QUÍMICOS Y BIOLÓGICOS ............................................ 552.6.1 Parámetros físicos ...................................................................................... 552.6.2 Parámetros químicos .................................................................................. 59

2.6.2.1 Indicadores ..................................................................................... 592.6.2.2 Sustancias químicas ....................................................................... 69

2.6.3 Características biológicas ........................................................................... 78

2.7 RESUMEN SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICAS, QUÍMICAS Y BIOLÓGICAS DEL AGUA .................................................................................... 81

EJERCICIOS PROPUESTOS ............................................................................................. 88

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................................. 90

CAPÍTULO 3Introducción a la toxicología acuática

3.1 GENERALIDADES SOBRE TOXICOLOGÍA ACUÁTICA .......................................... 93

3.2 CLASIFICACIÓN DE LOS TÓXICOS ....................................................................... 94

3.3 LOS BIOENSAYOS .................................................................................................. 96

3.4 TOXICIDAD AGUDA Y CRÓNICA .......................................................................... 99

3.5 EVALUACIÓN DE LOS RESULTADOS DE TOXICIDAD ........................................ 1013.5.1 Unidades de toxicidad ............................................................................... 1033.5.2 Aplicación de los resultados de los ensayos de toxicidad .......................... 106

3.5.2.1 Aplicación de los datos para la protección contra la toxicidad aguda. ........................................................................................... 106

3.5.2.2 Protección contra la toxicidad crónica .......................................... 107EJERCICIOS PROPUESTOS ............................................................................................110

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................................111

CAPÍTULO 4Usos y criterios de calidad del agua

4.1 RELACIÓN ENTRE PARÁMETROS DE CALIDAD DEL AGUA Y SUS USOS BENÉFICOS ...........................................................................................................117

4.2 CRITERIOS DE CALIDAD DEL AGUA ..................................................................118

4.3 CONTAMINANTES DE INTERÉS SANITARIO ..................................................... 136

4.4 RESUMEN SOBRE USOS BENÉFICOS DEL AGUA ................................................ 137

4.5 ESTABLECIMIENTO DE USOS Y OBJETIVOS DE CALIDAD DEL AGUA EN UN RECURSO HÍDRICO ................................................................................. 137

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................................ 145

▪ 9

CAPÍTULO 5Índices de calidad del agua

5.1 DEFINICIÓN DE ÍNDICE DE CALIDAD DEL AGUA ............................................. 149

5.2 EMPLEO DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA ...................................................151

5.3 EL CONCEPTO DE FUNCIÓN DE CALIDAD DEL AGUA ....................................... 152

5.4 CONSTRUCCIÓN DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA ..................................... 153

5.4.1 Metodología para la construcción de un índice de calidad del agua ........... 153

5.4.1.1 Primer paso: Definir el (los) objetivo(s) para el cual se va a utilizar el IQA. .......................................................................... 153

5.4.1.2 Segundo paso: Seleccionar los parámetros por incluir en el IQA .. 153

5.4.1.3 Tercer paso: Formular la expresión matemática para calcular el IQA. .......................................................................................... 154

5.4.2 Aplicación del método para la construcción de un IQA ............................... 155

5.5 ÍNDICES DE CALIDAD CON BASE EN LAS CARACTERÍSTICAS FISICOQUÍMICAS DEL AGUA.............................................................................. 160

5.6 ÍNDICES BIOLÓGICOS DE CALIDAD DEL AGUA (IBA) ........................................161

5.6.1 El indicador ideal ..........................................................................................161

5.6.2 Macroinvertebrados acuáticos como indicadores de contaminación orgánica .................................................................................................... 163

EJERCICIOS PROPUESTOS ........................................................................................... 165


CAPÍTULO 6Manejo y análisis de datos de calidad del agua

6.1 MANEJO, ALMACENAMIENTO Y ACCESO A DATOS DE CALIDAD DEL AGUA ............................................................................................................172

6.2 ESTADÍSTICAS BÁSICAS .....................................................................................173

6.2.1 Medidas de tendencia central y cuartiles. .................................................176

6.2.2 Medidas de dispersión o variabilidad. .......................................................177

6.3 DISTRIBUCIONES .................................................................................................178

6.3.1 Aplicación de la distribución normal al análisis de datos de calidad del agua .................................................................................................... 182

6.3.1.1 Método visual para chequear la normalidad de los datos ............. 184

6.3.1.2 Método gráfico para chequear la normalidad de los datos ............ 184

6.3.1.3 Pruebas estadísticas ..................................................................... 185

▪ 10

6.3.2 Distribuciones no normales. .................................................................... 189

6.4 PRUEBAS O CONTRASTE DE HIPÓTESIS (LA PRUEBA t DE STUDENT) ........... 190

6.5 CORRELACIÓN Y ANÁLISIS DE REGRESIÓN...................................................... 199

6.5.1 Correlación .............................................................................................. 200

6.5.2 Análisis de regresión ................................................................................ 201

6.6 PRESENTACIÓN DE DATOS ................................................................................ 206

6.6.1 Tipos de presentaciones gráficas .............................................................. 207

6.6.2 Gráficos de series de tiempo ..................................................................... 207

6.6.3 Resumiendo las características de calidad del agua (diagramas de caja). 208

6.7 ERRORES ............................................................................................................. 209

6.7.1 Validación de los datos .............................................................................. 209

6.7.1.1 Outliers (puntos extremos o raros) ............................................... 209

6.7.1.2 Calidad de los datos y datos faltantes ............................................210

6.7.2 Errores estadísticos ...................................................................................210

EJERCICIOS PROPUESTOS ............................................................................................211


CAPÍTULO 7Monitoreo de calidad del agua

7.1 ASPECTOS GENERALES SOBRE MUESTREO ..................................................... 218

7.1.1 Representatividad de la muestra .............................................................. 218

7.1.2 Técnicas de muestreo apropiadas ............................................................. 218

7.1.3 Preservación de las muestras ................................................................... 218

7.1.4 Análisis de datos ...................................................................................... 218

7.2 TIPOS DE MUESTRAS ......................................................................................... 219

7.2.1 Muestra instantánea ................................................................................. 219

7.2.2 Muestra compuesta ................................................................................... 220

7.2.3 Muestra integrada .................................................................................... 221

7.3 CLASES DE MUESTREO ...................................................................................... 221

7.3.1 Muestreo manual ...................................................................................... 221

7.3.2 Muestreo automático ................................................................................ 221

7.4 FRECUENCIA DE MUESTREO ............................................................................. 221

7.5 IDENTIFICACIÓN DE LAS MUESTRAS ............................................................... 222

7.6 MANEJO DE LAS MUESTRAS ............................................................................. 223

▪ 11

7.7 PRESERVACIÓN DE LAS MUESTRAS .................................................................. 224

7.8 EQUIPOS DE MUESTREO .................................................................................... 224

7.8.1 Muestreadores manuales .......................................................................... 224

7.8.2 Muestreadores automáticos ...................................................................... 225

7.8.2.1 Muestreador no proporcional ........................................................ 225

7.8.2.2 Muestreadores para aguas residuales ........................................... 226

7.8.3 Muestreadores para biota ......................................................................... 228

7.8.4 Sensores ................................................................................................... 228

7.9 UBICACIÓN DE LAS ESTACIONES DE MUESTREO ............................................. 229

7.9.1 Toma de muestras en alcantarillados........................................................ 229

7.9.2 Toma de muestras en corrientes o canales ............................................... 229

7.9.3 Toma de muestras en lagos o embalses .................................................... 230

7.10 MEDICIÓN DE CAUDALES .................................................................................. 230

7.11 DISEÑO DE PROGRAMAS DE MUESTREO DE CALIDAD DEL AGUA ................. 231

7.11.1 Generalidades ........................................................................................... 231

7.11.2 Número de muestras ................................................................................. 232

EJERCICIOS PROPUESTOS .......................................................................................... 233

CAPÍTULO 8Comportamiento de las sustancias contaminantes

en el medio acuático

8.1 REACCIONES ....................................................................................................... 237

8.1.1 Fundamentos de las reacciones ................................................................ 237

8.1.1.1 Tipo de reacciones ......................................................................... 237

8.1.1.2 Cinética de las reacciones ............................................................. 238

8.1.1.3 Reacciones de orden cero, primer y segundo orden ....................... 239

8.1.2 Análisis de los datos sobre constantes de reacción ................................... 242

8.1.3 Efectos de la temperatura ......................................................................... 244

8.2 BALANCE DE MASA ............................................................................................ 245

8.3 CLASIFICACIÓN DE LOS REACTORES ............................................................... 246

8.3.1 Reactores por lotes, cochadas o “batch” ................................................... 246

8.3.2 Reactores completamente mezclados........................................................ 247

8.3.2.1 Condiciones de estado no estable .................................................. 247

8.3.2.2 Condiciones de estado estable ...................................................... 248

▪ 12

8.3.3 Reactores flujo pistón ............................................................................... 248

8.3.4 Reactores completamente mezclados en serie .......................................... 250

8.4 MOVIMIENTO DE CONTAMINANTES EN EL MEDIO ACUÁTICO ....................... 252

8.4.1 Advección ................................................................................................. 252

8.4.2 Difusión - Dispersión ................................................................................ 254

8.4.2.1 Difusión ........................................................................................ 254

8.4.2.2 Dispersión..................................................................................... 256

8.4.3 Reacciones ................................................................................................ 258

8.4.4 Sumideros ................................................................................................. 258

8.5 ECUACIÓN GENERAL DE BALANCE DE MASA .................................................. 258

8.6 BALANCE DE OXÍGENO ...................................................................................... 259

8.6.1 Componentes principales del análisis de OD ............................................ 259

8.6.2 Inventario de aportantes y consumidores de OD ...................................... 260

8.6.3 Componentes consumidores de oxígeno disuelto ...................................... 262

8.6.3.1 Demanda bioquímica de oxígeno carbonácea ............................... 262

8.6.3.2 Demanda bioquímica de oxígeno nitrogenada (DBON) ................. 267

8.6.3.3 Demanda béntica de oxígeno ........................................................ 271

8.6.3.4 Respiración ................................................................................... 273

8.6.4 Componentes aportantes de oxígeno ........................................................ 273

8.6.4.1 Reaireación ................................................................................... 273

8.6.4.2 Fotosíntesis ................................................................................... 275

8.6.5 Fuentes puntuales o fuentes distribuidas de contaminación (sumideros) . 275

8.7 BALANCE FINAL DE OXÍGENO ........................................................................... 276

EJERCICIOS PROPUESTOS .......................................................................................... 276


CAPÍTULO 9Constantes y coeficientes de reacción

9.1 CONSTANTE DE DESOXIGENACIÓN CARBONÁCEA .......................................... 281

9.1.1 Constante de desoxigenación (k1) ............................................................. 282

9.1.1.1 Método logarítmico ....................................................................... 283

9.1.1.2 Método de Thomas ....................................................................... 284

9.1.2 Constante de desoxigenación en la corriente receptora (kd) ...................... 286

9.1.2.1 Método de Bosko ........................................................................... 287

9.1.2.2 Expresiones predictivas para calcular kd ...................................... 287

▪ 13

9.1.3 Constante de remoción efectiva de DBO en el cuerpo de agua (kR) .......... 288

9.1.4 Comentarios generales acerca de k1, kd y kR ............................................. 291

9.2 CONSTANTE DE NITRIFICACIÓN ....................................................................... 292

9.2.1 Métodos para calcular kN .......................................................................... 293

9.2.1.1 Método de Courchaine .................................................................. 293

9.2.1.2 Método de Cibulka ........................................................................ 293

9.2.2 Factores ambientales que afectan la nitrificación ..................................... 296

9.2.3 Comentarios generales acerca de kN ......................................................... 297

9.3 CONSTANTE DE REAIREACIÓN ......................................................................... 297

9.3.1 Reaireación en ríos y corrientes ................................................................ 298

9.3.2 Reaireación en ambientes acuáticos lénticos ............................................ 300

9.3.2.1 Lagos y embalses .......................................................................... 300

9.3.2.2 Estuarios....................................................................................... 301

9.3.3 Comentarios finales acerca de ka .............................................................. 301

9.4 FOTOSÍNTESIS - RESPIRACIÓN (F - R) .............................................................. 303

9.4.1 Generalidades ........................................................................................... 303

9.4.2 Técnica de las botellas claras y oscuras .................................................... 305

9.5 DISPERSIÓN – DIFUSIÓN .................................................................................... 308

9.5.1 Coeficiente de difusión en embalses, lagos, etc. ....................................... 308

9.5.2 Coeficiente de dispersión en corrientes (ríos, quebradas, etc.). ................. 309

9.5.3 Coeficiente de dispersión en estuarios .......................................................311

9.6 DEMANDA BÉNTICA DE OXÍGENO .....................................................................311

9.6.1 Factores que afectan la SOD ......................................................................311

9.6.2 Técnicas para medir la SOD...................................................................... 312

EJERCICIOS PROPUESTOS ............................................................................................314

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................................315

CAPÍTULO 10Aplicación de las ecuaciones básicas de transporte

de contaminantes a corrientes de agua (ríos, canales, etc.)

10.1 SIMULACIÓN DE OXÍGENO DISUELTO Y DBO ................................................... 320

10.2 DÉFICIT CRÍTICO Y TIEMPO CRÍTICO ............................................................... 325

10.3 CARGA ORGÁNICA PERMISIBLE ........................................................................ 326

10.4 CONDICIONES ANAERÓBICAS ........................................................................... 338

▪ 14

10.5 LONGITUD DE MEZCLA ...................................................................................... 341



CAPÍTULO 11Estratificación térmica

11.1 LOS CONCEPTOS DE ESTRATIFICACIÓN Y LAGO CÁLIDO TROPICAL ............. 353

11.2 IMPORTANCIA DE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA ........................................ 355

11.3 ESTRATIFICACIÓN EN LOS CUERPOS DE AGUA ............................................... 356

11.3.1 Comportamiento estacional (termoclina estacional) ................................. 357

11.3.2 Comportamiento diurno (termoclina diurna) ............................................ 358

11.4 MECANISMOS DE MEZCLA Y TRANSPORTE EN LOS CUERPOS DE AGUA LÉNTICOS ............................................................................................................ 360

11.4.1 Acción del viento ...................................................................................... 360

11.4.2 Afloramiento del metalimnio .................................................................... 361

11.4.3 Afloramiento del hipolimnio ..................................................................... 362

11.4.4 Flujos de entrada (afluentes) ..................................................................... 363

11.5 MÉTODOS PARA EVALUAR LA ESTRATIFICACIÓN EN RESERVORIOS ............. 364

11.5.1 Método comparativo ................................................................................. 366

11.5.2 Método ARAI ........................................................................................... 376

11.5.3 Expresiones matemáticas (números adimensionales) para determinar el grado de estratificación ......................................................................... 379

11.5.4 Estratificación determinada utilizando modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua ......................................................... 384

11.6 COMENTARIOS FINALES SOBRE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA ................. 385


CAPÍTULO 12Eutroficación

12.1 GENERALIDADES SOBRE EUTROFICACIÓN ...................................................... 390

12.1.1 Nutrientes, eutrofia y crecimiento algal ................................................... 391

12.1.2 Clasificación de los estados tróficos .......................................................... 392

12.1.3 Efectos negativos de la eutroficación ........................................................ 393

▪ 15

12.1.3.1 Efectos en el abastecimiento de agua .......................................... 39312.1.3.2 Efectos en los usuarios ................................................................ 39412.1.3.3 Efectos adicionales ...................................................................... 39412.1.3.4 Efectos sobre la salud .................................................................. 395

12.1.4 Efectos positivos de la eutroficación ......................................................... 395

12.2 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE DISPONIBLE ..................................................... 395

12.3 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE LIMITANTE ...................................................... 396

12.3.1 Bioensayos ................................................................................................ 397

12.3.2 Análisis químicos ..................................................................................... 398

12.3.3 Relación N/P .............................................................................................. 398

12.4 FUENTES O APORTANTES DE NUTRIENTES ..................................................... 400

12.4.1 Evaluación de las cargas o fuentes puntuales de nutrientes ..................... 400

12.4.2 Evaluación de las cargas (fuentes) distribuidas o dispersas de nutrientes 401

12.4.2.1 Coeficientes de aporte de nutrientes (tasas de exportación) ....... 401

12.4.2.2 Balances de masa para calcular las cargas distribuidas .............. 402

12.4.2.3 Mediciones de campo para calcular las cargas o fuentes distribuidas. .............................................................................. 403

12.4.2.4 Relaciones estequiométricas ....................................................... 40412.5 DETERMINACIÓN DEL ESTADO TRÓFICO ......................................................... 409

12.5.1 Estado trófico determinado utilizando modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua ..........................................................410

12.5.1.1 Modelo de calidad del agua WASP7 (Water Quality Analysis Simulation Program) ...................................................................411

12.5.1.2 Modelo de calidad del agua CEQUALW2 ..................................... 41212.5.2 Métodos simplificados para evaluar el estado trófico ................................ 413

12.5.2.1 Estado trófico según clasificación limnológica ............................41412.5.2.2 Clasificación trófica para lagos cálidos tropicales ........................415

12.6 PROCEDIMIENTOS PARA LA APLICACIÓN DEL MÉTODO DEL CEPIS ...............416

12.7 APLICABILIDAD Y RESTRICCIONES DEL MÉTODO DEL CEPIS ........................ 420

12.8 CONTROL DE LA EUTROFICACIÓN .................................................................... 421

12.8.1 Medidas preventivas ................................................................................. 421

12.8.1.1 Control de vertimientos .............................................................. 42212.8.1.2 Mecanismos de producción limpia .............................................. 42312.8.1.3 Control de aguas de escorrentía ................................................. 423

12.8.2 Medidas correctivas .................................................................................. 423

12.8.2.1 Procesos mecánicos .................................................................... 42312.8.2.2 Control químico .......................................................................... 42412.8.2.3 Control biológico ........................................................................ 424


▪ 16

CAPÍTULO 13Introducción a la modelación de la calidad del agua en corrientes de agua

13.1 CONCEPTOS BÁSICOS ........................................................................................ 429

13.1.1 Sistema ...................................................................................................... 429

13.1.2 Experimento .............................................................................................. 430

13.1.3 Modelo ....................................................................................................... 430

13.1.4 Simulación ................................................................................................. 430

13.2 EL PROBLEMA: ¿QUÉ SE PUEDE HACER CON UN MODELO DE CALIDAD DEL AGUA? .......................................................................................................... 431

13.2.1 Estudios descriptivos ................................................................................. 432

13.2.2 Predicciones de calidad del agua ............................................................... 432

13.2.3 Analizar problemas específicos ................................................................. 433

13.3 PROCESO DE MODELACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA ................................. 433

13.4 SELECCIÓN DEL MODELO ................................................................................... 436

13.5 CALIBRACIÓN Y VERIFICACIÓN DEL MODELO ................................................. 437

13.5.1 Calibración del modelo ............................................................................. 437

13.5.2 Verificación del modelo ............................................................................. 440

13.6 ANALIZANDO LA PRECISIÓN DEL MODELO ..................................................... 441

13.7 NOTAS Y OBSERVACIONES IMPORTANTES SOBRE EL PROCESO DE MODELACIÓN ................................................................................................ 442

13.8 MODELO QUAL2K ............................................................................................... 442

13.8.1 Descripción del modelo ............................................................................. 442

13.8.2 Iniciando la aplicación .............................................................................. 444

13.8.3 Representación conceptual ....................................................................... 445

13.8.4 DBO rápida lenta, DBO rápida y materia orgánica partículada (MOP). ...... 446

13.8.5 Régimen hidráulico del sistema ................................................................ 447

13.8.6 Marco geográfico y climático .................................................................... 447

13.9 APLICACIÓN DEL MODELO................................................................................. 447



▪ 17

Tablas

Tabla 1.1 Distribución del agua en la Tierra ............................................................. 29

Tabla 1.2 Distribución de los recursos hídricos superficiales por paises .................. 31

Tabla 1.3 Problemas de contaminación, sus efectos y variables asociadas con la calidad del agua ........................................................................................ 35

Tabla 2.1 Características del agua cruda en el embalse A ubicado en el Oriente de Antioquia .................................................................................................. 49

Tabla 2.2 Calidad promedio del agua de mar ............................................................ 50

Tabla 2.3 Características promedio de las aguas residuales en EPM ........................ 50

Tabla 2.4 Características más importantes de las aguas residuales en general y su procedencia. .............................................................................................. 51

Tabla 2.5 Calidad del agua suministrada por EPM ................................................... 52

Tabla 2.6 Parámetros ambientales propuestos para medir en el recurso agua ......... 82

Tabla 3.1 Clasificación de toxicidad basada en UTa .................................................. 104

Tabla 4.1 Usos del agua de acuerdo con la contaminación del agua ......................... 116

Tabla 4.2 Relación entre los parámetros de calidad del agua y sus usos................... 119

Tabla 4.3 Criterios de calidad para uso del agua para enfriamiento industrial ......... 125

Tabla 4.4 Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura restringida) ............................................................................ 127

Tabla 4.5 Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura no restringida) ....................................................................... 128

Tabla 4.6 Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura con y sin restricciones) .......................................................... 129

Tabla 4.7 Criterios de calidad para usos del agua para procesos industriales en general 131

Tabla 4.8 Criterios de calidad para usos del agua para hábitat para peces ............... 132

Tabla 4.9 Criterios de calidad para usos del agua para recreación con restricciones (Contacto secundario o limitado) .............................................................. 134

Tabla 4.10 Criterios de calidad para usos del agua para recreación sin restricciones (Contacto primario) ................................................................................... 135

▪ 18

Tabla 4.11 Criterios generales de calidad del agua para los diferentes usos del agua 138

Tabla 5.1 Características que debe reunir un grupo biológico para ser utilizado como bioindicador. ............................................................................................. 162

Tabla 6.1 Estadísticas básicas de para P total en el embalse A ................................ 175

Tabla 6.2 Intervalos de frecuencia calculados con hoja de cálculo Excel® 2007 ....... 179

Tabla 7.1 Frecuencias sugeridas para la recolección de muestras compuestas ......... 222

Tabla 8.1 Estrategias para determinar k y el orden n de las reacciones .................... 242

Tabla 8.2 Valores de DBO antes de tratamiento en USA y algunos países de Latino-américa ..................................................................................................... 262

Tabla 9.1 Valores del coeficiente de actividad de acuerdo con la pendiente de la corriente receptora según Bosko ............................................................... 287

Tabla 9.2 Comparación entre kd y kR en algunos ríos ............................................... 289

Tabla 9.3 Rangos de profundidad y velocidad para aplicar las expresiones de O´Connor y Dobbins, Churchill y Owens y Gibbs en la determinación de la reaireación 299

Tabla 9.4 Diferentes valores de SOD reportados en la literatura .............................. 312

Tabla 11.1 Definición de variables asociadas a la hidrodinámica de los reservorios .. 361

Tabla 11.2 Parámetros usados para la generación de gradientes térmicos ................. 366

Tabla 11.3 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Z - Sitio de captación . 367

Tabla 11.4 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Y - Sitio de captación . 369

Tabla 11.5 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Y - Zona media del embalse 372

Tabla 12.1 Coeficientes de exportación de nutrientes en g/m2/d ................................ 401

Tabla 12.2 Características fisicoquímicas y biológicas utilizadas para determinar la presencia del fenómeno de eutroficación en embalses .............................. 409

Tabla 12.3 Clasificación limnológica del estado trófico con base en el contenido de fósforo y otras variables ............................................................................ 414

Tabla 12.4 Comparación entre el promedio geométrico anual de fósforo y clorofila α para lagos cálidos tropicales (CEPIS) y la clasificación trófica de lagos templados (OECD) ..................................................................................... 414

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Figuras

Figura 1.1 Vertientes hídricas en Colombia ........................................................ 33Figura 1.2 Ingeniería de la calidad del agua ....................................................... 36Figura 1.3 Concepto de carga y flujo contaminante ............................................ 37Figura 2.1 Diferentes formas de sólidos presentes en el agua. ............................ 58Figura 2.2 Escala de pH ...................................................................................... 60Figura 2.3 Clases de acidez según el pH ............................................................. 61Figura 2.4 Forma química del ión alkyl-benceno sulfonato ................................. 70Figura 2.5 Ensayo de los tubos múltiples ............................................................ 81Figura 5.1 Función de calidad para DBO5............................................................ 152Figura 6.1 Histograma de los datos de P total en el embalse A .......................... 178Figura 6.2 Histograma de frecuencias construido con los datos de la Tabla 6.1 .. 181Figura 6.3 Distribución normal estándar ............................................................ 182Figura 6.4 Curva de frecuencia acumulada para el caso del embalse A .............. 185Figura 6.5 Diagrama de caja para resumir datos de calidad del agua ................. 208Figura 7.1 Muestra de etiquetas para identificar muestras de agua .................... 223Figura 7.2 Muestreador no proporcional (Reproducida de la referencia 4) .......... 225Figura 7.3 Equipo para tomar muestras integradas y compuestas ...................... 226Figura 7.4 Equipo para tomar varias muestras a la vez 227Figura 7.5 Muestreador de canasta ..................................................................... 228Figura 7.6 Localización de los puntos de muestreo en una sección transversal

de una corriente o un canal ............................................................... 230Figura 7.7 Toma de muestras en un embalse o un lago ...................................... 231Figura 8.1 k en reacciones de orden cero ............................................................ 239Figura 8.2 k en reacciones de primer orden ........................................................ 240Figura 8.3 Significado de la tasa de reacción k (Reproducida de la referencia 1) 241Figura 8.4 Análisis de balance de masa .............................................................. 245Figura 8.5 Reactor por lotes ................................................................................ 247Figura 8.6 Reactor flujo pistón. (Reproducida de la referencia 1) ........................ 249Figura 8.7 Reactores completamente mezclados en serie ................................... 251Figura 8.8 Cambio en la concentración de una sustancia debido al transporte

advectivo ............................................................................................ 252Figura 8.9 Cambio en la concentración de un contaminante por transporte con-

vectivo ............................................................................................... 254Figura 8.10 Diferencia entre advección y difusión (Reproducida de la referencia 1) 255

▪ 20

Figura 8.11 Contraste entre difusión y dispersión. (Reproducida de la referencia 1) 256Figura 8.12 Principales componentes del problema de OD.................................... 260Figura 8.13 Interrelación entre los componentes del balance de OD (Reproducida

de la referencia 1) .............................................................................. 261Figura 8.14 Curva de demanda bioquímica de oxígeno ......................................... 263Figura 8.15 Formulación de la cinética de la DBO ................................................. 264Figura 8.16 Diferentes formas de n presentes en las aguas naturales .................. 267Figura 8.17 Relación entre la DBON, DBOC y DBO total ....................................... 269Figura 8.18 Esquema de definición de la difusión del OD en el agua .................... 274Figura 9.1 Tasa de reaireación ka (d-1) en función de la velocidad y la profundidad

(Reproducida de la referencia 3) ......................................................... 300Figura 9.2 Variación de la fotosíntesis durante el día asumiendo un comporta-

miento simuisoidal (Reproducida de la referencia 2). ......................... 304Figura 9.3 Coeficientes de difusión en varios ambientes (Reproducida de la

referencia 2) ....................................................................................... 309Figura 10.1 Comportamiento del oxígeno disuelto en una corriente de agua 321Figura 10.2 Tipos de descargas de aguas residuales en una corriente (Reproducida

de la referencia 4) .............................................................................. 341Figura 11.1 Comparación entre embalses estratificados y no estratificados ......... 354Figura 11.2 Esquema de estratificación en un reservorio ..................................... 358Figura 11.3 Circulación del agua en un embalse operando “filo de agua” ........... 365Figura 11.4 Gradientes de temperatura en los embalses Playas y Punchiná ......... 375Figura 12.1 Diferentes formas de nitrógeno y fósforo en un embalse (Adaptado de

la referencia 6) ................................................................................... 396Figura 12.2 Diagrama de porcentajes de nutrientes y de humedad que constituyen

la composición de la biomasa del fitoplancton (Reproducida de la

referencia 2) ....................................................................................... 399Figura 12.3 Clasificación trófica según el CEPIS (Adaptado de la referencia 1) .... 416Figura 12.4 Distribución de probabilidad de nivel trófico según el modelo del CEPIS

(Reproducida de la referencia 1) ......................................................... 417Figura 12.5 Estrategias para el control de nutrientes ........................................... 422Figura 13.1 Diagrama esquemático del procedimiento de calibración del modelo 439Figura 13.2 Representación gráfica de los segmentos y cargas contaminantes en

el río ................................................................................................... 445Figura E3.1 Cálculo de LC50 para el ejercicio 3.1 ................................................... 103Figura E4.1 Calidad del agua del recurso hídrico del ejercicio 4.1......................... 144Figura E6.1 Distribución de probabilidad para la concentración de P en el embalse

A ........................................................................................................ 186Figura E6.2 Probabilidad de que X > 375 ............................................................. 187

▪ 21

Figura E6.3 Curva de probabilidad 188Figura E6.4 Contraste de hipótesis lateral ............................................................ 196Figura E6.5 Resultados del análisis de datos utilizando la hoja de cálculo

Excel® 2007 ....................................................................................... 199Figura E 6.6(1) Curvas de tendencia para la serie dada .............................................. 203Figura E 6.6(2) Intervalos de predicción ..................................................................... 203Figura E6.6(3) Resultados en Excel® del análisis de correlación y regresión. ............ 243Figura E8.1 Curvas para calcular el orden n y la tasa de reacción k ...................... 265Figura E8.3 Variación de la DBOC ejercida contra el tiempo ................................. 266Figura E8.4 Variación de la DBO remanente con el tiempo ................................... 271Figura E8.5 Resultados gráficos de la DBO ........................................................... 284Figura E9.1 Cálculo de k1 utilizando el método logarítmico .................................. 286Figura E9.2 Método de Thomas para el cálculo de k1 ............................................ 294Figura E9.5(1) Comportamiento de la DBO en el tiempo ........................................... 296Figura E9.5(2) Gráfica para calcular kN ..................................................................... 303Figura E9.6 Cálculo de la tasa de aeración, ka ....................................................... 307Figura E9.7 Valores de las variables para determinar F y R .................................. 333Figura E10.2 Perfil de OD y DBO ............................................................................ 337Figura E10.3(1) Perfil de OD para el ejercicio 10.3 ...................................................... 337Figura E10.3(2) Perfil de DBO para el ejercicio 10.3 .................................................... 340Figura E10.4 Perfil de OD considerando la zona anaeróbica .................................... 378Figura E11.1 Curva Volumen – Área contra cota – Embalse Playas ........................ 380Figura E11.2 Esquema del embalse para el ejercicio 11.2 ....................................... 405Figura E12.1 Esquema general del embalse ............................................................ 449Figura E13.1(1) Datos de identificación y control del programa QUAL2K ................... 450Figura E13.1(2) Datos sobre el elemento cabecera ...................................................... 451Figura E13.1(3) Datos sobre los tramos ....................................................................... 451Figura E13.1(4) Datos sobre las constantes y coeficientes por tramos ........................ 452Figura E13.1(5) Datos sobre las constantes y coeficientes cinéticos ............................ 452Figura E13.1(6) Datos sobre las fuentes o cargas puntuales de contaminación ........... 453Figura E13.1(7) Perfil de oxígeno disuelto - Ejercicio 13.1 .......................................... 453Figura E13.1(8) Perfil de DBO - Ejercicio 13.1 ............................................................. 453

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PRESENTACIÓN

Las notas presentadas en este libro corresponden a la experiencia adquirida por más de 25 años de trabajo en los cuales se ha incursionado en el aprovechamiento de los recursos hídricos, la evaluación de la calidad del agua y la formulación de medidas de control para preservar los ecosistemas acuáticos.

La intención no es plasmar normas ni derroteros a seguir en el amplio y complejo mundo de la calidad del agua; simplemente se quiere como propósito fundamental dotar al lector de los conceptos básicos que debe tener en cuenta para diagnosticar adecuadamente el estado de calidad del agua en un cuerpo de agua dulce superficial de acuerdo con sus características físicas, químicas y biológicas, para luego, con base en unos usos del agua acordes con las necesidades del medio, el ingeniero de calidad de agua pueda proponer las medidas de control, las normas, etc., necesarias para mantener nuestros recursos hídricos con el objeto de que las generaciones futuras disfruten de ellos.

Los temas están ordenados de tal manera que se inicia dando un enfoque general al ámbito mundial, regional y local sobre el estado del agua. Luego, se discuten las características físicas, químicas y biológicas del agua para que con estos conceptos se pueda tratar temas como la toxicidad acuática y los usos benéficos a que se puede destinar el agua. También, debido a la diversidad de definiciones sobre el término calidad del agua, se propone una metodología para elaborar y usar los índices como indicadores de la calidad del agua. Seguido, se incluyen brevemente ciertas técnicas estadísticas utilizables en el manejo, análisis y presentación de datos de calidad del agua. Una vez entendidas estas técnicas estadísticas, se presenta el tema de muestreo. Aquí se indica cómo tomar muestras de agua para que estas sean representativas de lo que se quiere evaluar, se hace hincapié en técnicas de cómo ubicar los sitios de muestro, identificar las muestras hasta diseñar los programas de muestreo. En los siguientes tres capítulos se hace una recopilación sobre el comportamiento de los contaminantes en el agua, discutiendo las tasas de reacción, la forma como se determinan las

CArLOs ALberTO sierrA rAmÍrez

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principales constantes y coeficientes involucrados en las reacciones químicas en el agua y se exponen las principales ecuaciones matemáticas utilizadas para determinar la calidad del agua en un cuerpo de agua superficial. Los capítulos 11 y 12 sobre estratificación y eutroficación, temas relacionados con cuerpos de agua lénticos, han cobrado recientemente mucha importancia en los estudios de calidad del agua. En este libro se exponen estos temas con una orientación más ingenieril que ecológica y se presentan más como ejemplos de casos de estudios que se han realizado en proyectos hidroeléctricos y se le da al lector información práctica sobre el estado actual del conocimiento en dichos temas. El último capítulo contiene una introducción práctica al mundo de la aplicación de los modelos (software) de calidad del agua a ríos y corrientes.

No quiero dejar de mencionar que en el libro presento tablas, datos, figuras o conceptos aprendidos y/o sacados de diferentes textos, contactos personales, Internet o experiencias transmitidas por diferentes autores a través de los años de docencia, estudio y trabajo a los cuales no puedo darles crédito; no los ignoro sino que simplemente no los recuerdo.

Carlos Alberto Sierra Ramírez

CAPÍTULO Conceptos generales1

1.1 CLASIFICACIÓN DE LOS CUERPOS DE AGUA

1.2 IMPORTANCIA DEL RECURSO AGUA

1.3 EL AGUA Y EL MUNDO

1.4 LOS RECURSOS HÍDRICOS EN COLOMBIA

1.4.1 Vertientes

1.4.2 Aprovechamiento de los recursos hídricos en Colombia

1.5 NATURALEZA DEL PROBLEMA

1.5.1 Los problemas de contaminación, sus efectos deteriorantes y las variables asociadas con la calidad del agua

1.5.2 Perspectiva general

1.6 DEFINICIÓN DE TÉRMINOS Y CONCEPTOS BÁSICOS EN EL ANÁLISIS DE LA CALIDAD DEL AGUA

1.6.1 Concepto de carga y flujo de contaminantes

1.6.1.1 Concepto de carga contaminante (W)

1.6.1.2 Concepto de flujo contaminante (J)

1.6.2 Expresiones y términos utilizados en calidad del agua

1.6.2.1 Reacciones químicas

1.6.2.2 Concentración

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CAPÍTULO 1

Conceptos generales

La calidad del agua es un término relativo que últimamente ha ocasionado mucha controversia entre los expertos en el tema. El propósito de este libro es describir la calidad del agua con base en los accidentes geográficos que la contienen, especialmente enfatizando en los cuerpos de agua ubicados sobre la superficie terrestre.

Los cuerpos de agua se pueden caracterizar analizando básicamente tres componentes: su hidrología, sus características fisicoquímicas y la parte biológi-ca. Para llevar a cabo un análisis y evaluación completa de calidad del agua, es necesario monitorear estos tres componentes. En este libro estos componentes se discuten ampliamente cuando se desarrolla alguno de los temas en los cuales ellos están involucrados.

1.1 CLASIFICACIÓN DE LOS CUERPOS DE AGUA

Todos los cuerpos de agua están interconectados, desde la atmósfera hasta los océanos a través del ciclo hidrológico. Dado que el ciclo del agua no se discute en este libro, sí es necesario definir los cuerpos de agua que componen la Tierra.

Ríos. Estos cuerpos de agua, comúnmente denominados corrientes, se caracterizan porque fluyen unidireccionalmente con velocidades promedio relativamente altas que varían entre 0,1 y 1 m/s. El flujo en los ríos es altamente variable y depende de las condiciones climáticas y de las características del área de drenaje. En general, los ríos son cuerpos de agua los cuales pueden considerarse permanentemente mezclados, y en la mayoría de ellos, la calidad del agua es importante en el sentido del flujo.

Lagos. En estos sistemas acuáticos, la velocidad promedio es relativamente baja: varía entre 0,01 y 0,001 m/s (valores en la superficie). Este hecho hace que el agua permanezca en el sistema desde unos pocos días hasta varios años. Con respecto a la calidad del agua, esta se comporta o está gobernada de acuerdo con el estado trófico y con los períodos de estratificación.


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Aguas subterráneas. En los acuíferos el régimen de flujo es relativamente estable en términos de velocidad y dirección. Las velocidades promedio pueden variar entre 10-10 y 10-3 m/s y son gobernadas por la porosidad y la permeabilidad del estrato. La dinámica del agua en los acuíferos es bastante complicada, y por estar fuera del alcance, este tema no se considera en este libro.

Existe otro tipo de cuerpos de agua de carácter transitorio que están caracte-rizados por su variabilidad hidrodinámica. Entre ellos, los más importantes son:

• Embalses. Se pueden considerar cuerpos de agua intermedios entre lagos y ríos y se caracterizan porque su hidrodinámica y calidad de agua dependen de las reglas de operación.

• Ciénagas. Son ecosistemas considerados cuerpos de agua intermedios entre lago y un acuífero freático.

• Estuarios. Son sistemas acuáticos intermedios entre río y mar.

Como se puede observar, la variedad de regímenes hidráulicos que se pre-sentan en los distintos cuerpos de agua hace que estén caracterizados por su tamaño y las condiciones climáticas de la cuenca. El factor que caracteriza los ríos es la variabilidad del caudal. En los lagos y embalses lo más importante es el tiempo de residencia (estado trófico) y su régimen térmico, mientras que en las aguas subterráneas importa altamente el grado de saturación del suelo.

1.2 IMPORTANCIA DEL RECURSO AGUA

El agua es un elemento esencial para la vida, sin ella el hombre no podría existir. Toda población o comunidad ha buscado asentamiento cerca a una fuente de agua.

Las fuentes de agua, aunque disponibles en mayor o menor cantidad, han sido contaminadas gradualmente y fueron las causantes de muchas epidemias que diezmaron ciudades enteras en la Antigüedad. El hombre tardó bastante tiempo en darse cuenta de que el agua que estaba consumiendo era la causante de muchas de las enfermedades que estaba padeciendo y solo a finales del siglo XVIII y principios del siglo XIX empezó a implementar procesos para tratar y desinfectar el agua que consumía.

A medida que la humanidad continuó su desarrollo, las descargas de aguas residuales domésticas e industriales empezaron a contaminar los recursos hídricos, a deteriorar los ecosistemas, etc. Fue así como se hizo necesario implementar los sistemas de tratamiento de aguas residuales.

Actualmente, la disponibilidad de agua en cantidad suficiente y de buena calidad es una de las principales necesidades de cualquier población. Por esta razón, la calidad del agua es la rama de la Ingeniería que pretende:

CALidAd deL AgUA - evALUACión y diAgnósTiCO

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• Diagnosticar los problemas relacionados con la calidad del agua.

• Relacionar los problemas de calidad con los diferentes usos deseables del agua.

• Juzgar qué variables de calidad del agua se necesita controlar y los medios o recursos disponibles para hacerlo.

Con el propósito de que el lector ahonde en la importancia que tiene y ha tenido el recurso agua en el desarrollo de la humanidad, a continuación se hace una breve descripción de la disponibilidad del agua en los ámbitos mundial y local, y además, se nombran los principales problemas que este recurso tiene.

1.3 EL AGUA Y EL MUNDO

El agua circula naturalmente a través de los océanos, la atmósfera, lagos y ríos, glaciares y aguas subterráneas. El aire y el agua son los elementos físicos más móviles que tiene el sistema Tierra, y su movilidad permite operar el ciclo del agua. La circulación constante del agua desde los océanos a la atmósfera (evapo-ración), desde la atmósfera a la Tierra o de regreso a los océanos (precipitación) y desde la Tierra a los océanos y atmósfera (evaporación y escorrentía) puede ser llamada el ciclo planetario del agua, y existen muchos subciclos regionales y locales.

Para ilustrar la disponibilidad del agua en el mundo, la tabla 1.1 presenta un resumen de los valores estimados.

Tabla 1.1 Distribución del agua en la Tierra

Situación del agua

Volumen en km³ Porcentaje

Agua dulce Agua saladade agua dulce

de agua total

Océanos y mares – 1.338.000.000 – 96,5

Casquetes y glaciares polares 24.064.000 – 68,7 1,74

Agua subterránea salada – 12.870.000 – 0,94

Agua subterránea dulce 10.530.000 – 30,1 0,76

Glaciares continentales y Permafrost

300.000 – 0,86 0,022

Lagos de agua dulce 91.000 – 0,26 0,007

Lagos de agua salada – 85.400 – 0,006

Humedad del suelo 16.500 – 0,05 0,001

Atmósfera 12.900 – 0,04 0,001


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Situación del agua

Volumen en km³ Porcentaje

Agua dulce Agua saladade agua dulce

de agua total

Embalses 11.470 – 0,03 0,0008

Ríos 2.120 – 0,006 0,0002

Agua biológica 1.120 – 0,003 0,0001

Total agua dulce 35.029.110 100 –

Total agua en la tierra 1.386.000.000 – 100

Fuente: http://es.wikipedia.org/wiki/Agua#Distribuci.C3.B3n_de_agua_en_la_naturaleza

Al analizar la tabla 1.1 se puede observar que mientras los océanos repre-sentan el mayor volumen, los ríos son un porcentaje muy bajo de la totalidad del agua disponible en el mundo. Sin embargo, el agua presente en los océanos no es apta para el consumo humano debido a la salinidad que contiene y su desalinización es un proceso supremamente costoso.

Las aguas superficiales (lagos de agua dulce, ríos, lagunas, ciénagas) que son las que el hombre utiliza para desarrollar sus funciones básicas (abastecimiento de agua potable, navegación, recreación, etc.), desafortunadamente son las que se encuentran más contaminadas debido a que reciben directamente las descargas de aguas residuales sin ningún tratamiento. Muchas corrientes superficiales en el mundo se encuentran en estados avanzados de contaminación y no tienen ningún uso, excepto el de ser receptoras de desechos.

Los lagos y las ciénagas en el mundo son abundantes y juegan un papel importante en los balances locales de agua. Los grandes lagos del mundo están localizados en el hemisferio norte; en el Sur solo son de importancia los ubicados en África.

En cuanto a países, la desigualdad del reparto del agua sobre la tierra depende de factores físicos (climas) y humanos (densidad de población). Para calcular los recursos hídricos de un país, en general se tienen en cuenta dos variables:

i) Las precipitaciones, útiles para la vegetación y los cultivos en el mundo varían entre una media de 1 cm/m2 por año a 10 m/m2 por año, es decir, menos de 10.000 m3 a 10 millones de m3 por km2 por año.

ii) Los fluidos locales (superficiales o subterráneos) por unidad de superficie, que varían algunos entre m3/km2 por año (en zonas muy áridas) a más de tres millones de m3/km2 por año en las regiones más bañadas.


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La primera desigualdad y la más evidente es la repartición del agua entre las grandes zonas. Las zonas áridas y semiáridas del mundo entero no reciben más que el 6% de las lluvias, y no es más que el 2% de los fluidos terrestres. Las zonas húmedas templadas e intertropicales se reparten el resto, es decir, la mayor parte.

La gama de los recursos hídricos “nacionales” es muy grande; la diferencia entre los extremos es inmensa. De este modo, nueve “gigantes” mundiales del agua se reparten el 60% de los recursos terrestres. La tabla 1.2 presenta la distribución, en los países, de la disponibilidad de agua por kilómetro cuadrado.

Tabla 1.2 Distribución de los recursos hídricos superficiales por paises

Los países más ricos

Cantidad km3/año Los más pobresCantidad km3/año/

km2

Brasil 8.233 Bahrein Casi nada

Rusia 4.507 Kuwait 0,02

USA 3.051 Bahamas 0,02

Canadá 2.856 Maldivas 0,03

Indonesia 2.838 Qatar 0,1

China 2.830 Malta 0,1

Colombia 2.132 Barbados 0,1

Perú 1.913 Antigua y Bermudas 0,1

India 1.897 Emiratos Árabes Unidos

0,2

Nota: Todas las cifras, anteriormente citadas, provienen de http://www.greenfacts.org/es/recursos-hidricos/figtableboxes/3.htm

Fuente: elaboración propia.

Para corregir la incidencia de las grandes diferencias de densidad de población de los países, estos fluidos se pueden ajustar a las poblaciones, expresándolos en fluido medio por habitante, o ajustar los recursos a la población, expresándolos en número de habitantes por millón de m3/año. Así se observa que los más importantes en recursos hídricos por habitante están en los países ecuatoriales.

En el otro extremo se encuentran países áridos o insulares y/o muy poblados que son los más débiles en recursos en hídricos por habitante. La tabla 1.2, también, muestra cómo estos países cuentan con un recurso global limitado. Entre los 9 países más pobres se encuentran 4 países árabes y la mayoría de los territorios insulares.


▪ 32

1.4 LOS RECURSOS HÍDRICOS EN COLOMBIA

1.4.1 Vertientes

Colombia ha sido, y hasta hoy lo es, un país rico en recursos hídricos lo cual la ubica en una posición privilegiada en el ámbito internacional. En el país existen cuatro vertientes principales: Caribe, Pacífico, Orinoco y Amazonas (figura 1.1). Al analizar con cuidado el mapa de las vertientes, se puede observar que prácticamente toda la población está asentada en la vertiente del Caribe, y los ríos Cauca y Magdalena son las principales corrientes de drenaje. Esta situación ha hecho que estos ríos sean las dos arterias fluviales más importantes del país y, por lo tanto, estén recibiendo directa e indirecta-mente las aguas residuales, prácticamente sin tratar, de casi 15 millones de personas, además de las del sector industrial que está asentado en el área. A esta situación se agrega la erosión intensa de esta vertiente que arrastra gran cantidad de sedimentos lo cual ha afectado los usos tradicionales del agua en estos ríos. La cuenca de los ríos Cauca y Magdalena tiene un área aproximada de 273.300 km2 y en ella se ubican aproximadamente 637 municipios.

En las vertientes del Orinoco y el Amazonas están ubicados los ríos más caudalosos del país y afortunadamente se encuentran prácticamente en su estado natural. Es de esperar que el uso del agua de estas corrientes, en el futuro, se haga de una manera controlada para garantizar a las próximas generaciones suministros adecuados de agua tanto en cantidad como en calidad.

Referente a los lagos, lo más generalizado es afirmar que en Colombia no existen lagos propiamente dichos, atendiendo al tamaño de los depósitos que existen en el ámbito mundial. Entre los pocos lagos o lagunas que existen en el país se tienen La Tota, La Cocha, Fúquene. Es importante anotar que algunos de estos cuerpos de agua están contaminados o próximos a estarlo.

Con respecto a los embalses, en el país los más importantes son los de gene-ración de energía; se destaca como el de mayor volumen el embalse El Peñol, en Antioquia, con un volumen aproximado de 1.200 millones de m3. Este embalse se caracteriza por ser prácticamente el único embalse de regulación en el país.

1.4.2 Aprovechamiento de los recursos hídricos en Colombia

Colombia es un país que depende fundamentalmente de sus aguas superficiales para el abastecimiento de agua municipal, la agricultura y la generación de energía. Las aguas subterráneas se utilizan básica y fundamentalmente para riego de cultivos (por ejemplo, en el Valle del Cauca, la Sabana de Bogotá, Tolima, etc.), para la industria y para abastecimiento en algunos pocos municipios, especialmente ubicados en la costa atlántica.


▪ 33

PANAMÁ

255 MWVERTIENTEDEL

CARIBE

VERTIENTEDE LA

ORINOQUÍA

VE

RT

IEN

TE

DE

L PA

CÍF

ICO

VERTIENTEDEL

AMAZONAS BRASIL

VENEZUELA

ECUADOR

PERÚ

SAN ANDRES Y PROVIDENCIA

OCÉANO ATLÁ

NTICO

San Andrés

Figura 1.1 Vertientes hídricas en Colombia

Fuente: http://www.google.com.co/imgres?imgurl=http://www.kalipedia.com/kalipediamedia/geo-grafia/media/200807/31/geocolombia/20080731klpgeogco_2_Ges_SCO.png&imgrefurl


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Con referencia al sector energético, aproximadamente el 70% de la gene-ración nacional es hidroeléctrica. El hecho de que el agua sea utilizada con propósitos de generar energía no significa que no deba tener buena calidad. La presencia de contaminantes causa la eutroficación de los embalses, sedimen-tación y problemas de navegabilidad y de operación en la casa de máquinas (presencia de malos olores, corrosión en los equipos electromecánicos, incrus-taciones, etc.), que pueden poner en peligro las inversiones.

1.5 NATURALEZA DEL PROBLEMA

Como se puede apreciar, con base en la anterior discusión, el ingeniero de ca-lidad del agua en nuestro medio está, y lo estará más en el futuro, enfrentado a estudiar, diseñar e implementar los mecanismos de control para evitar que se sigan contaminando nuestros recursos hídricos y, además, deberá estar en capacidad de establecer objetivos específicos de calidad para el recurso agua.

El problema actual que se tiene surge principalmente por las descargas de residuos provenientes de actividades humanas y naturales que, de alguna manera, interfieren con el uso deseable del agua. El uso deseable del agua es, por supuesto, materia de considerable discusión e interacción en el ambiente sociopolítico, y su determinación depende de la habilidad económica de una región dada para mantener y mejorar su calidad del agua. Los principales usos deseables del agua, entre otros, son: abastecimiento de agua municipal e indus-trial, recreación (navegación, natación y belleza del paisaje), pesca comercial y deportiva y para mantenimiento del balance ecológico.

1.5.1 Los problemas de contaminación, sus efectos deteriorantes y las variables asociadas con la calidad del agua.

La tabla 1.3 muestra cómo los problemas de contaminación se manifiestan e interfieren en los diversos usos benéficos del agua y su subsecuente confirmación por muestreo y análisis de la calidad del agua. Por ejemplo, se ha observado que una concentración baja de oxígeno disuelto en una corriente de agua interfiere en la vida de los peces y causa molestias de tipo estético; la presencia de niveles altos de bacterias inutiliza un recurso hídrico para recreación; asimismo, se ha demostrado que la presencia de ciertos metales pesados en el agua para consumo humano puede producir cáncer y toxicidad en los usuarios. La tabla 1.3 también indica las variables de calidad del agua asociadas con cada problema.

1.5.2 Perspectiva general

En términos generales y resumiendo, el ingeniero y el científico especializado en la calidad del agua deben analizar los problemas de calidad del agua considerando


▪ 35

sus principales componentes. La figura 1.2 muestra tales componentes y explica cómo debe administrarse o un recurso hídrico.

Las entradas corresponden a las descargas de sustancias o contaminantes provenientes de las actividades del hombre y la naturaleza y que se generan en la cuenca.

Las reacciones y el transporte físico, esto es, las transformaciones químicas y biológicas que ocurren en el ecosistema producen niveles diferentes de calidad del agua en determinado tiempo y espacio en el cuerpo de agua.

Dada la complejidad de los ecosistemas acuáticos, en la práctica, el ingeniero de calidad del agua ha tratado de representar las distintas reacciones que ocu-rren en estos ecosistemas por medio de modelos matemáticos y así disponer de herramientas para poder tomar decisiones.

Tabla 1.3. Problemas de contaminación, sus efectos y variables asociadas con la calidad del agua

Aparición del problema Interferencia Problemas Variables

1. - Mortalidad de peces - Olores molestos - H2S - Organismos

desagradables - Cambio radical en el

ecosistema

PescaRecreaciónSalud ecológica

Oxígeno disuelto (OD) bajo

DBONH3, Norg.

Sólidos orgánicosFitoplactonOD

2. - Transmisión de enfermedades

- Trastornos gastro-intes-tinales, irritación de ojos

Abasto de aguaRecreación

Niveles altos de bacterias

Coliformes TotalesColiformes fecalesEstreptococosVirus

3. - Sabor y olor - algas azul-verdes - Problemas estéticos algas

en exceso - Disturbios en el

ecosistema

Abasto de aguaRecreaciónSalud ecológica

Crecimiento excesivo de plantas (eutroficación)

NitrógenoFósforoFitoplancton

4. - Carcinógenos en el agua potable

- Pesca cerrada - niveles altos de toxicidad

Ecosistema alterado; mortalidad, reproducción impedida

Abastecimiento de aguaPescaSalud ecológica

Niveles altos de toxicidad

Metales pesadosSustancias radioactivasPlaguicidasHerbicidas

Fuente: elaboración propia


▪ 36

Las salidas son las concentraciones resultantes de las sustancias estudiadas (oxígeno disuelto, nutrientes, etc.) en el cuerpo de agua, en un tiempo específico y en un lugar determinado.

No

CUENCA HIDROGRÁFICA

ECOSISTEMA ACUÁTICO

(Ríos, lagos,...)

Reacciones físicas, químicas y biológicas

Transporte de contaminantes MODEL0 DE CALIDAD

DEL AGUA

Uso deseable del agua Normas de salud pública, ambientales y de calidad

del agua

SALIDA Concentración de una sustancia (C)

MEDIDAS DE CONTROL

ENTRADAS Descargas puntuales y distribuidas

C Cd=

Si

Concentración deseable (Cd)

ECOSISTEMA ACUÁTICO SANEADO

�

Figura 1.2 Ingeniería de la calidad del aguaFuente: elaboración propia.

Como se mencionó anteriormente, la figura 1.2 es un esquema que debe ser utilizado en la administración de cualquier recurso hídrico que se quiera man-tener en condiciones óptimas de calidad del agua. El proceso de administración de la calidad del agua se puede explicar de la siguiente manera: las descargas se vierten en el sistema ecológico, un río, lago, estuario o región oceánica. Estas descargas, como resultado de fenómenos químicos, biológicos y físicos, generan la contaminación del recurso hídrico. Por otro lado, a través de audiencias públicas, legislación y evaluación, se establece el uso deseable del agua para una región particular. Tal uso deseable se traduce en normas de salud pública y ambiental que luego se comparan con la concentración de la sustancia en la descarga del residuo. Esta comparación entre lo deseado y lo real puede resultar en la necesidad de implantar medidas de control si la concentración actual o proyectada no es igual a la deseada. Las medidas de control se diseñan para las descargas, a fin de reducir la concentración real. En la ingeniería de la calidad del agua, la presentación de varias alternativas de control para llegar al mismo objetivo constituye un eje central dentro del proceso de toma de decisiones para la gerencia de la calidad del agua.


▪ 37

1.6 DEFINICIÓN DE TÉRMINOS Y CONCEPTOS BÁSICOS EN EL ANÁLISIS DE LA CALIDAD DEL AGUA

1.6.1 Concepto de carga y flujo de contaminantes

Es común determinar la cantidad de un contaminante que ingresa a un cuerpo de agua en términos de la cantidad del contaminante por unidad de tiempo o área. A continuación se explica cada uno de estos conceptos.

1.6.1.1 Concepto de carga contaminante (W)Como se muestra en la figura 1.3(a), los vertimientos líquidos típicamente se expresan en términos de carga (W). Si se denomina m a la masa de un conta-minante y Q al caudal que lo transporta, la carga contaminante W se determina con las expresiones siguientes:

W Q C Q m W mt

= =∀

⇒ =* * (1.1)

En la expresión anterior, ∀ es el volumen, m la masa y t el tiempo.

C

Q u

AcC

(a) Carga contaminante (W = C*Q) (b) Flujo contaminante (J = u*C)

Figura 1.3 Concepto de carga y flujo contaminante


1.6.1.2 Concepto de flujo contaminante (J)El término flujo de un contaminante se usa para designar la tasa (J) de movi-miento de la cantidad de un contaminante que pasa un una determinada área. Para el caso de un conducto (tubería o canal), el flujo de una sustancia química que pasa a través del área se puede calcular con las siguientes expresiones:

J u C u m u mX A

mt A

J WAc c c

= =∀

= = ⇒ =* ***

*1

(1.2)

Los conceptos expuestos anteriormente son aplicables cuando la carga conta-minante se descarga a través de una tubería o un canal, es decir, el vertimiento


▪ 38

se hace a través de un sistema que se puede ver físicamente y se realiza en un solo punto. En estos casos al vertimiento se le denomina carga contaminante puntual. Si, por el contrario, el contaminante ingresa al recurso hídrico a través del subsuelo por causa de la escorrentía que produce la lluvia se denomina carga contaminante distribuida o no puntual.

Ejercicio 1.1 Cálculo de la carga contaminante y flujo de sólidos

• Un sedimentador secundario en una planta de tratamiento de agua residual opera con un volumen constante. El tanque tiene un diámetro de 39 m y una profundidad de 3 m. Al tanque le ingresa un caudal de 100 L/s y una concentración de sólidos suspendidos de 2.500 mg/L. Determinar la carga contaminante y el flujo de sólidos en el tanque.

Solución:

1. Carga contaminante

W = C*Q = 2.500 mg/L * 100 L/s = 21.600 kg/d

2. Flujo de sólidos

Área superficial del tanque = p * d2/4 = 3,14 * 392/4 ≅ 1.194 m2

J = W/A = (21.600 kg/d)/1.194 m2 ≅ 18,1 kg/m2/d

–v–

1.6.2 Expresiones y términos utilizados en calidad del agua

Operaciones unitarias. Técnica mediante la cual se cambian las características al agua utilizando un método físico. Físico es todo lo que se puede detectar con los órganos de los sentidos. Ejemplo: colocar una malla en un canal para separar material grueso del agua (papeles, piedras, etc.).

Procesos unitarios. Técnica mediante la cual se cambian las características al agua, agregándole una sustancia química o un agente biológico. Ejemplo: agregar cloro al agua para desinfectarla, el proceso de lodos activados.

Agua potable. Agua apta para el consumo humano, exenta de microorganis-mos que causen enfermedades, de sustancias químicas que produzcan efectos fisiológicos en el hombre y, además, estéticamente aceptable.

Número atómico. Número de protones en el núcleo del átomo. Corresponde al número que se encuentra en la parte superior de cada elemento en la tabla periódica.


▪ 39

Masa o peso atómico. Suma número de protones y neutrones en el núcleo. Corresponde al número que aparece en la parte inferior de cada elemento en la tabla periódica.

Átomo-gramo. Conjunto de átomos cuya masa total, en gramos, es numé-ricamente igual a la masa atómica del elemento. Ejemplo: la masa atómica del azufre es 32,066 uma; un conjunto de átomos de azufre que pesen 32,066 g será un átomo-gramo de azufre.

Mol. Es la suma, expresada en gramos, de las masas atómicas de los ele-mentos que forman un compuesto. Un mol de H20 es igual a la masa atómica del hidrógeno, 1 uma; pero como son dos átomos de hidrógeno son 2 umas, más 16 umas del oxígeno. Por lo tanto, un mol de H20 pesa 18 g.

Equivalente gramo. El equivalente gramo está definido como la masa del compuesto que está reaccionando dividido en el número de electrones que intervienen en la reacción.

Equivalente – gramo = peso molecular del compuesto/z

z = número de electrones que intervienen en la reacción

Ejercicio 1.2 Equivalente gramo

• Determinar el equivalente_gramo del KMnO4 en la siguiente reacción química

KMn+7O4 + H2S ⇒ K2SO4 + Mn+4O2

peso molecular 158,4 34,082

Solución:

El número de oxidación del manganeso pasa de +7 a +4, por lo tanto, gana 3 electrones.

1 equivalente_gramo de KMnO4 tiene una masa de 158,04/3 = 52,7 g.

–v–

Número de Avogadro. Número de átomos contenidos en un átomo-gramo. El número de Avogadro es 6,02*1023. Ejemplo: en 32 g de O2 hay 6,023*1023 moléculas de O2.

1.6.2.1 Reacciones químicas

Se denomina reacción química a la transformación que sufre un elemento químico o una molécula cuando se mezcla con otro. Las reacciones químicas se


▪ 40

representan por medio de ecuaciones que es necesario ajustar para determinar las cantidades de las sustancias que intervienen en las reacciones.

Ejercicio 1.3 Masa total de reactantes y productos

• En la siguiente reacción química, determinar la cantidad total de masa involucrada.

2 VO(s) + 3 Fe2O3(s) ⇒ 6 FeO(s) + V2O5(s)

Solución:

2 unidades de óxido de vanadio se mezclan con 3 unidades de óxido férrico para producir 6 unidades de óxido ferroso, más una unidad de pentóxido de vanadio.

2 moles de VO + 3 moles de Fe2O3 ⇒ 6 moles de FeO + 1 mol de V2O5

2 * 66,95 g de VO + 3 * 159,7 g de Fe2O3 ⇒ 6 * 71,85 g de FeO + 1 * 181,9 g de V2O5

Total masa de reactantes (613 g) = Total masa productos (613 g)

Como puede apreciarse se cumple la ley de conservación de masa: la masa de los reactantes es igual a la masa de los productos.

–v–

Ejercicio 1.4 Cálculos de cantidades de sustancias químicas

• En la reacción del óxido de vanadio con el óxido férrico, ¿cuántos gramos de pentóxido de vanadio se pueden obtener a partir de 2 g de VO y 5,75 g de Fe2O3?

Solución: De acuerdo con la ecuación que se describió anteriormente:

2 VO(s) + 3 Fe2O3(s) ⇒ 6 FeO(s) + V2O5(s)

Primero se determina cuál de las sustancias reactantes limita la cantidad de producto y cuál se halla en exceso. Para ello, se convierten los datos a moles:

En 2 g de VO hay 2/66,95 = 0,0299 moles de VO

En 5,75 g de Fe2O3 hay 5,75/159,7 = 0,036 moles de Fe2O3

Según la ecuación, 2 moles de VO exigen 3 moles de Fe2O3. Luego, 1 mol de VO necesitará 3/2 moles de Fe2O3. Por lo tanto, 0,0299 moles de VO requerirán (3/2)0,0299 = 0,0449 moles de Fe2O3.


▪ 41

Puesto que sólo hay 0,036 moles de Fe2O3, estos no serán suficientes para reaccionar con todo el VO presente. El VO se halla en exceso y la reacción está limitada por la cantidad de Fe2O3.

Analizando nuevamente la ecuación, 3 moles de Fe2O3 originan 1 mol de V2O5, entonces, 1 mol de Fe2O3 originará 1/3 moles de V2O5 y 0,036 moles de Fe2O3 originarán (1/3)0,036 = 0,012 moles de V2O5.

Un mol de V2O5 tiene una masa de 181,9 g de donde 0,012 moles de V2O5 pesarán 0,012 * 181,9 = 2,18 g.

–v–1.6.2.2 Concentración

La concentración es la manera de expresar o determinar qué cantidad de un determinado soluto o sustancia hay contenida en el agua. La concentración se mide en peso de soluto (mg, g, lb, etc.) por unidad de volumen (litro, m3, etc.). La concentración se puede expresar de varias formas:

Miligramos por litro (mg/L). La concentración de cualquier sustancia en el agua se encuentra expresada en estas unidades cuando simplemente se pesa la cantidad de la sustancia que hay en un litro de agua.

Partes por millón (ppm). Esta unidad es análoga a la anterior. La diferen-cia radica en que en este caso la concentración se expresa en unidades de peso/peso. En otras palabras, es peso de soluto dividido en el peso de un litro de agua.

Para convertir mg/L a ppm basta con multiplicar por la densidad del agua (≈ 997 g/L). Es importante anotar que esta unidad está en desuso debido a que varios autores sostienen que la densidad del agua cuando está contaminada no se puede considerar igual a la densidad del agua destilada.

Producción per cápita. Las producciones per cápita expresan los aportes promedio de una variable por unidad de referencia. Ejemplo: el consumo promedio de agua (200 L/habitante/día) o el aporte de aguas residuales por el sector comercial (1,2 L/s/ha).

Molaridad. La molaridad es el número de moles de soluto que contiene un litro de solución. Se designa por M. Una solución 2 M de H2SO4 significa disolver 2 moles (98 g) de ácido sulfúrico y completar con agua hasta un volumen de 1 litro.

Molalidad. La molalidad es el número de moles de soluto por cada 1000 g de solvente. Se designa por m. Una solución 2 m de H2SO4 significa disolver 2 (98 g) moles de ácido sulfúrico en 1000 g de agua o sea en 1 litro de agua.

Normalidad. La normalidad es el número de equivalentes-gramo por litro de solución. Se designa por N. Una solución 0,25 N de H2SO4 significa disolver


▪ 42

0,25 (98/2) g = 1,2 g de ácido sulfúrico y completar con agua hasta un volumen de un litro.

Ejercicio 1.5 Equivalencias entre concentraciones

• Se tienen 150 mg/L de SO42-, expresar la anterior concentración en las

diferentes formas explicadas.

Solución:

1. Partes por millón

150 mg/L ÷ 997 g/L H2O = 150,5 ppm

2. Molaridad

150

mg SO*

mol

96.000 mg SO=0,0016 mol4

4L

3. Normalidad

Para determinar la normalidad, primero es necesario determinar el valor del equivalente gramo de SO4

2-. El SO42- al tener dos electrones

interviniendo en la reacción, su equivalente-gramo será:

Equivalente gramo SO = =

96.000 mg

242- p m

z

.

150mgSO

L*

1equiv.-gram96.000

2mgSO

=0,003eqv/L4

4

–v–

Porcentaje. Es frecuente expresar la concentración en términos de porcentaje (partes por cien). Desafortunadamente, esta práctica suele ocasionar situaciones ambiguas ya que la composición por cien de una solución se puede expresar de distintas maneras. En calidad del agua, el caso más común se presenta cuando se quiere expresar el contenido de sólidos de una muestra en porcentaje.

Ejercicio 1.6 Equivalencias entre concentraciones

• Expresar una concentración de 5.000 mg/L de sólidos suspendidos en por-centaje.

Solución: Suponiendo que la densidad de la muestra es aproximadamente 1 ton/m3,

es decir, que un litro de muestra pesa un kilogramo.


▪ 43

Porcentaje peso volumen

masa de soluto,g

volumen−

∀

=p

ssolución,mL* %100

p∀

=

5.000mg * g

1.000 mg

L *1.000 mL

L

*100 = 0,5%

Entonces, 5.000 mg/L de sólidos suspendidos corresponden a un contenido de sólidos del 0,5%.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

[1] Área Metropolitana del Valle de Aburrá. Plan Estratégico Ambiental Metropolitano. Medellín, febrero de 1999.

[2] Contraloría General de Medellín. Informe del Estado de los Recursos Naturales y del Medio Ambiente. Impacto Ambiental de la Gestión Municipal. 1998.

[3] EPA. Office of Water. Current Drinking. Water Standards. 1999.

[4] Normas de Diseño para Acueducto, Alcantarillado y Vertimientos Industriales. Empresas Públicas de Medellín. 1990.

[5] Reglamento Técnico del Sector de Agua Potable y Saneamiento Básico RAS-98. Universidad de los Andes. Centro de Investigaciones de la Universidad de Ingeniería CIFI. Santafé de Bogotá, mayo de 1998.

[6] Standard Methods for the Examination of Water and Wasterwater Works Association, Water Pollution Control Federation. 20 ed. New York, 1998.

CAPÍTULO Características físicas, químicas y biológicas del agua

2

2.1 DEFINICIÓN DE CALIDAD DEL AGUA

2.2 AGUA CRUDA O EN ESTADO NATURAL (SIN TRATAMIENTO)

2.3 AGUAS RESIDUALES

2.4 AGUA TRATADA (AGUA POTABLE)

2.5 PROPIEDADES DEL AGUA

2.6 PARÁMETROS FÍSICOS, QUÍMICOS Y BIOLÓGICOS

2.6.1 Parámetros físicos

2.6.2 Parámetros químicos

2.6.3 Características biológicas

2.7 RESUMEN SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICAS, QUÍMICAS Y BIOLÓGICAS DEL AGUA

EJERCICIOS PROPUESTOS

▪ 47

CAPÍTULO 2

Características físicas, químicas y biológicas del agua

2.1 DEFINICIÓN DE CALIDAD DEL AGUA

En vista de la complejidad de los factores que determinan la calidad del agua y la gran cantidad de variables utilizadas para describir el estado de los cuerpos de agua en términos cuantitativos, es difícil dar una definición simple de “calidad del agua” . Además, los conocimientos sobre calidad del agua han evolucionado a través del tiempo a medida que ha aumentado su demanda en diferentes usos y han mejorado los métodos para analizar e interpretar sus características.

La calidad de un ambiente acuático se puede definir como: i) Una lista de concentraciones, especificaciones y aspectos físicos de sustancias orgánicas e inorgánicas, y ii) la composición y el estado de la biota acuática presente en el cuerpo de agua. La calidad presenta variaciones espaciales y temporales debido a factores externos e internos al cuerpo de agua.

La contaminación de un ambiente acuático significa la introducción por el hombre directa o indirectamente de sustancias o energía lo cual resulta en problemas como: daños en los organismos vivos, efectos sobre la salud de los humanos, impedimento de actividades acuáticas como natación, buceo, cano-taje, pesca, etc., e interferencia sobre actividades económicas como el riego, el abastecimiento de agua para la industria, etc. La descripción de la calidad del agua puede realizarse básicamente de dos formas:

i) Midiendo variables físicas (turbiedad, sólidos totales, etc.), químicas (pH, acidez, etc.) o biológicas (bioensayos)

ii) Utilizando un índice de calidad del agua (capítulo 5).

Ambas formas son aceptadas y las mediciones que se requieren se realizan, ya sea en el campo o en el laboratorio, y producen varios tipos de datos que luego es necesario interpretar. Antes de discutir las propiedades y características del agua, por aspectos pedagógicos, se dice que se puede analizar la calidad del agua de acuerdo con su estado; para ello se hace distinción entre agua cruda (superficial, subterránea, marina, etc.), aguas residuales y agua tratada (potable).


▪ 48

2.2 AGUA CRUDA O EN ESTADO NATURAL (SIN TRATAMIENTO)

El término agua cruda se refiere al agua que se encuentra en el ambiente (lluvia, superficial, subterránea, océanos, etc.), que no ha recibido ningún tratamiento ni modificación en su estado natural.

Entendiendo por fuente el recurso hídrico del cual una comunidad se abastece de agua, se puede afirmar que la calidad del agua que se encuentra en forma natural depende de la posición geográfica, origen (mar, subterránea, superficial) y hábitos de los pobladores. Las fuentes principales de abastecimiento de agua en nuestro medio son las aguas superficiales y las aguas subterráneas.

Las aguas superficiales están constituidas por quebradas, ríos, lagos, embalses, etc. Según su origen, los ríos que nacen cerca de zonas mineras son generalmente aguas ácidas y los ríos montañosos tienen agua con temperaturas más bajas que los que recorren los valles, etc.

Fenómenos naturales como la erosión arrastran sedimentos que hacen variar la calidad del agua de los ríos, quebradas, etc. Tal vez la causa más importante en la variación de la calidad del agua original de una fuente superficial es la actividad humana. Actividades como la industria, el uso extensivo de pesticidas y abonos en la agricultura, la explotación minera, la descarga de basuras y el vertimiento de los desechos domésticos son los causantes del deterioro en que se encuentran actualmente nuestros ríos, lagos y quebradas.

En conclusión, se puede decir que las aguas superficiales presentan condi-ciones que varían de una cuenca a otra, los ríos tienen características de calidad diferentes a las de los embalses y, además, la calidad del agua de las fuentes superficiales es variable con el tiempo.

En cuanto a las aguas subterráneas, estas presentan condiciones de calidad más uniformes y distintas que las de las fuentes superficiales; generalmente son más claras pero más mineralizadas. Son más claras porque no reciben la misma cantidad de contaminantes que se vierten a las superficiales, y además, al infiltrarse en el terreno gran parte del material suspendido queda retenido en el suelo. Las aguas subterráneas son más mineralizadas porque tienen un gran poder para disolver los estratos del suelo, principalmente aquellos terrenos ricos en hierro y manganeso.

En la tabla 2.1 se presenta, como ejemplo, la calidad del agua cruda en un embalse A ubicado en el oriente del departamento de Antioquia que sirve de fuente de abastecimiento a una población urbana.

Los datos de la tabla 2.1 permiten comentar sobre las características generales que presenta la calidad del agua en lagos y embalses. Se observa, por ejemplo,

CArACTerÍsTiCAs fÍsiCAs, qUÍmiCAs y biOLógiCAs deL AgUA

▪ 49

que los sólidos totales (ST) son bajos y que casi todos los sólidos son disueltos. También, existe correspondencia entre las concentraciones de OD y DBO5, a mayor DBO5 menor OD.

Tabla 2.1 Características del agua cruda en el embalse A ubicado en el Oriente de Antioquia*

FechaProfun-didad(m)

OD DBO5P

TotalPO4 NO3 NO2 NH3 ST SD SS

Sólid.Se-dim.

Alcali.Total

Sechi(m)

Año 1992

11-mar-92 0,0 6,4 2,67

5,0 3,0 3,27

10,0 0,0 12,15

15,0 0,0 16,20

Fondo 0,0 15,60

22-abr-92 0,0 6,5 4,38 0,020 0,003 0,036 0,0120 0,290 34 46 8 19,5 3,80

5,0 5,4 2,65 0,018 0,017 0,039 0,0012 0,220 16 68 4 16,5

10,0 0,2 11,62 0,039 0,024 0,012 0,0014 0,300 47 49 10 20,0

15,0 0,0 15,90 0,046 0,022 0,238 0,0012 0,790 47 59 16 21,0

Fondo 0,0 28,80 0,074 0,030 0,302 0,0013 1,460 56 53 27 23,0

28-abr-92 0,0 6,0 2,78 0,020 0,015 0,006 0,0071 0,040 28 57 16 18,5 2,80

5,0 5,9 2,25 0,028 0,023 0,016 0,0078 0,049 30 49 11 18,5

10,0 0,5 6,00 0,034 0,024 0,030 0,0079 0,005 45 29 17 18,0

15,0 0,0 12,45 0,050 0,024 0,113 0,0069 0,284 55 52 23 0,1 17,0

Fondo 0,0 26,55 0,127 0,084 0,289 0,0068 0,306 59 57 27 0,2 20,0

4-jun-92 0,0 7,2 0,60 0,027 0,018 0,070 0,0013 0,000 18 14 4 15,5

5,0 3,8 0,90 0,020 0,020 0,020 0,0018 0,051 24 16 8 15,0

10,0 0,9 0,80 0,035 0,018 0,000 0,0015 0,000 37 28 9 14,5

15,0 0,2 1,35 0,021 0,007 0,040 0,0016 0,000 86 52 34 14,0

Fondo 0,2 0,60 0,031 0,021 0,185 0,0016 0,000 52 30 22 13,5

8-jul-92 0,0 5,9 1,38 0,025 0,000 0,018 0,0058 0,000 66 55 6 0,0

5,0 3,7 1,45 0,015 0,014 0,119 0,0053 0,040 79 70 9 0,0

10,0 1,5 1,72 0,070 0,013 0,000 0,0052 0,060 71 55 13 0,0

15,0 0,9 3,52 0,070 0,022 0,040 0,0055 0,040 65 48 12 0,2

Fondo

29-jul-92 0,0 6,3 1,90 0,022 0,030 0,000 0,0075 0,001 50 35 15 0,0

5,0 2,4 2,85 0,032 0,000 0,005 0,0111 0,001 64 57 7 0,0

10,0 2,7 1,80 0,021 0,004 0,015 0,0142 0,002 81 63 18 0,0

Fondo 2,5 3,52 0,087 0,003 0,015 0,0122 0,002 105 43 62 0,3

Fuente: Empresas Públicas de Medellín.

* Concentraciones en mg/L a excepción de los sólidos sedimentales.


▪ 50

Como complemento para que el lector se forme una idea, la tabla 2.2 muestra las concentraciones promedio de los minerales y sales más importantes presentes en el agua de mar. La calidad promedio del agua de mar es prácticamente la misma en todos los océanos.

Tabla 2.2 Calidad promedio del agua de mar

Parámetro (ppm CaCO3) Parámetro (ppm CaCO3)

Calcio 1.000 Bicarbonato 120

Magnesio 5.234 Cloruros 27.000

Sodio 23.000 Sulfatos 2.800

Potasio 500 Bromuros 40

Dureza 6.200


2.3 AGUAS RESIDUALES

Se define el agua residual como aquella que ha sido utilizada en cualquier uso benéfico. El conocimiento de la naturaleza del agua residual es fundamental para el diseño, operación y control de los sistemas de aguas residuales (recolección y tratamiento).

Generalmente los generadores de aguas residuales se pueden agrupar en aguas residuales domésticas, industriales (caracterizadas o medidas y no me-didas) y comerciales. La tabla 2.3 presenta las características promedio de las aguas residuales domésticas, industriales no caracterizadas y las comerciales propias del sistema de alcantarillado de Empresas Públicas de Medellín (EPM). Adicionalmente, la tabla muestra la comparación entre las concentraciones pro-medio de las aguas residuales producidas en las ciudades de Bogotá y Medellín.

Tabla 2.3 Características promedio de las aguas residuales en EPM

Parámetro Residencial Parámetro ComercialIndustrial no caracterizado

Flujo (L/hab/d) 147 Flujo (L/s/día) 1,2 1,2

DBO5 (g/hab/d) 40 DBO5 (mg/L) 166,7 220

SS (g/hab/d) 40 SS (mg/L) 189,6 300

N (g/hab/d) 4,81 N (mg/L) 17,8 17,9

P (g/hab/d) 0,473 P (mg/L) 1,75 1,88


▪ 51

Parámetro Bogotá MedellínDBO5 (mg/L) 190 202DQO (mg/L) 382 396ST 403 463SS 160 215SSV 129 150N total – 21,3P total – 8,1


En la tabla 2.4 se presenta la correspondencia entre los parámetros más comunes de contaminación y el origen o fuente que la produce. Por ejemplo, se considera que la presencia de sólidos (totales, disueltos, suspendidos, etc.) se debe a, o son aportados por, actividades tales como los vertimientos de aguas residuales domésticas e industriales, la erosión natural o antrópica del suelo, aguas que se infiltran en las tuberías de alcantarillado y por conexiones erradas (alcantarillado de aguas lluvias que se conectan erróneamente con las de al-cantarillado de aguas residuales puras). De la misma manera se puede apreciar que la presencia de metales pesados en las aguas naturales o alcantarillados se debe únicamente al vertimiento de aguas residuales industriales.

Tabla 2.4. Características más importantes de las aguas residuales en general y su procedencia.

Característica ProcedenciaColor ARD, ARI, degradación natural de la materia orgánicaOlor ARD, ARISólidos ARD, ARI, erosión, infiltración, conexiones erradasTemperatura ARD, ARICarbohidratos ARD, ARI, ARCGrasas y aceites ARD, ARI, ARCPesticidas Residuos agrícolasFenoles ARIProteínas ARD, ARIDetergentes ARD, ARIMetales pesados ARIFósforo ARD, pesticidasNitrógeno ARD, ARIH2S, Metano Descomposición de materia orgánicaParásitos y virus ARD

ARD: Aguas residuales domésticas ARC: Aguas residuales comercialesARI: Aguas residuales industriales



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2.4 AGUA TRATADA (AGUA POTABLE)

Se entiende por agua tratada aquella a la cual se le han variado o cambiado sus características físicas, químicas y biológicas con el propósito de utilizarla en algún uso benéfico. La calidad del agua tratada depende del uso que se le vaya a asignar o a dar. Por ejemplo, la calidad del agua para consumo humano o la utilizable para riego tienen una calidad diferente a la calidad del agua requerida por un determinado sector industrial.

Las normas de calidad del agua para el abastecimiento público de agua po-table dependen de la regulación de cada país. Actualmente, las normas vigentes en Colombia para la calidad del agua para consumo humano están reguladas por la resolución 2115 de 2007 emitida por el Ministerio de la Protección Social o la que la reemplace. A manera de ejemplo, la tabla 2.5 presenta los datos de calidad del agua de los parámetros mas importantes suministrada por EPM durante el tercer trimestre de 1997 y los compara con las normas de calidad vigentes en Colombia.

Tabla 2.5 Calidad del agua suministrada por EPM

Parámetro UnidadesNorma exigida por Ministerio

de la Protección SocialResolución 2115/2007

Calidad promedio suministrada por

EPM

pH Entre 6,5 y 9,0 7,21

Turbiedad UNT Menor de 2 0,46

Color Co. Pt Menor de 15 4

Cloruros mg/L Menor de 250 6,48

Hierro mg/L Menor de 0,30 0,087

Aluminio mg/L Menor de 0,20 0,038

Sulfatos mg/L Menor de 250 9,10

Cloro Residual en la red de distribución

mg/L Entre 0,3 y 2,0 0,85

Dureza mg/L Admisible hasta 300 21,12

Sólidos Totales mg/L Admisible hasta 500 48

Nota: Los valores corresponden al promedio ponderado del tercer trimestre de 1997, para la red de distribución de nueve plantas de tratamiento.


2.5 PROPIEDADES DEL AGUA

El entendimiento de la naturaleza física, química y biológica del agua es esen-cial para todo ingeniero ambiental. El agua, considerada como una sustancia


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químicamente pura, solamente existe en el laboratorio. En la naturaleza el agua entra en contacto con el suelo, la atmósfera y adquiere elementos o sustancias (a través de vertimientos) que alteran su composición original.

El agua, cualquiera que sea su estado, está caracterizada por ciertas pro-piedades que la distinguen de los demás líquidos y su calidad se determina analizando en el laboratorio varios parámetros físicos, químicos y biológicos.

¿Qué es el agua?Todo el mundo sabe qué es el agua; se conoce que es una sustancia química compuesta de 2 átomos de hidrógeno y 1 de oxígeno y que puede presentarse en cualquiera de los tres estados: líquido, gas (vapor) y sólido (hielo). Se conoce, además, que en la naturaleza sigue un ciclo (ciclo hidrológico). Sin embargo, es poca la gente que se acuerda o tiene presentes sus propiedades.

A aquellas características que posee el agua, ya sea que se encuentre con-taminada o no, se les conoce como propiedades del agua. Las propiedades son las características que distinguen al agua de los demás líquidos. A continuación se describen brevemente, como repaso, las principales propiedades del agua:

DensidadLa densidad se mide como masa por unidad de volumen. El agua tiene su máxima densidad a 4 oC y disminuye a partir de allí con la temperatura, lo que hace que la densidad del hielo sea inferior a la del agua líquida y, por lo tanto, flote en ella. Esta aparente anomalía se debe a la forma de la estructura molecular del agua. La densidad se expresa en tres formas distintas:

i) Masa por unidad de volumen, ρ (g/cm3)

ii) Peso específico, γ, o fuerza por unidad de volumen (g/m2/s2)

iii) Gravedad específica, s = ρ/ρ0 ó γ/γ0. El subíndice cero denota la densidad a una temperatura estándar o de referencia.

La densidad y el peso específico del agua a diferentes temperaturas se en-cuentran en tablas que se pueden consultar en los diferentes libros de referencia.

La densidad es importante en la ingeniería del agua debido a que interviene en el cálculo del número de Reynolds (régimen de flujo), y en prácticamente todos los procesos de tratamiento del agua, por ejemplo, la sedimentación y la filtración.

ViscosidadLa viscosidad se puede definir en términos prácticos como la resistencia que presenta el agua a la deformación, y por ello, es análoga a la fricción interna. La viscosidad del agua se expresa en una de las dos formas siguientes:


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i) viscosidad absoluta o dinámica, µ, o masa por unidad de longitud y tiempo (poise = newton*s/m2)

ii) viscosidad cinemática ν = µ/ρ, o longitud elevada al cuadrado por unidad de tiempo (stokes = m2/s)

En el agua, la viscosidad disminuye regularmente con la temperatura. La viscosidad cambia más rápidamente que la densidad y por esto afecta nota-blemente todos los procesos de tratamiento del agua.

La viscosidad es importante porque interviene en el cálculo del número de Reynolds y en los procesos de coagulación y floculación en el tratamiento del agua.

Calor específico (CE)

Es la cantidad de calor necesario para elevar 1 oC la temperatura de un gramo de agua. En la mayoría de los líquidos el calor específico aumenta con la tem-peratura, pero en el agua tiene su mínimo a 35 oC, y este valor es mucho más elevado que en compuestos tales como el alcohol, el benceno, etc., que tienen valores de CE de 0,4 a 0,6. En otras palabras, se necesita una gran cantidad de calor para poder elevar la temperatura del agua, lo que hace muy costosos los procesos de tratamiento de agua como la destilación.

Tensión superficial

Entre las moléculas de un líquido se presentan fuerzas naturales de atracción internas denominadas fuerzas de Van der Waals. En el agua, las moléculas de la capa superficial están, por una parte, atraídas entre sí, y por otra parte, atraídas por las moléculas de las capas inferiores formándose en la superficie como una película que es difícil de romper. Es por esto que muchos elementos más densos que el agua flotan en ella. La energía necesaria para romper la capa por unidad de área es a lo que se le conoce como tensión superficial.

La tensión superficial causa la elevación del agua en los tubos capilares, la forma esférica de las gotas de agua o de las pompas de jabón, las aparentes atracciones o repulsiones que se observan en los cuerpos pequeños que flotan en la superficie de un líquido, la forma redondeada de los meniscos, etc.

La tensión superficial es un enlace importante en el intercambio de sustan-cias que van hacia adentro y hacia afuera del agua, y además, fija su habilidad humectante. Los depresores de la tensión superficial como el jabón y los de-tergentes aumentan el efecto humectante del agua. El polvo, el polen y otras partículas extrañas se mantienen en la superficie del agua gracias a la tensión superficial. También, existen sustancias como la glicina que pueden aumentar la tensión superficial.


▪ 55

La tensión superficial se expresa en unidades de fuerza por unidad de longi tud (julios/m) y es importante en procesos de tratamiento del agua para remover grasas, aceites y detergentes.

2.6 PARÁMETROS FÍSICOS, QUÍMICOS Y BIOLÓGICOS

Para saber qué tan pura o qué tan contaminada está el agua es necesario medir ciertos parámetros. Los parámetros de calidad del agua están clasificados en físicos, químicos y microbiológicos. Como se puede intuir existen muchos parámetros, muchas formas y varios métodos para medir dichos parámetros. Para obviar estos problemas, las agencias internacionales encargadas de vigilar y estudiar la calidad del agua han estandarizado (unificado) los criterios y los métodos para realizar los análisis del agua en el laboratorio. La publicación que recopila la metodología de laboratorio se titula: Standard Methods for Water and Wastewater Examination (referencia 7). En este libro siempre que se utilice el término “Métodos Estándar” se refiere a la anterior publicación.

2.6.1 Parámetros físicos

Se clasifican como parámetros físicos aquellas sustancias que tienen incidencia directa sobre las condiciones estéticas del agua.

TurbiedadSe conoce como turbiedad a la capacidad que tiene el material suspendido en el agua para obstaculizar el paso de la luz. La turbiedad es producida por una gran variedad de causas. Entre ellas las más importantes pueden ser:

• La erosión natural de las cuencas la cual aporta sedimentos a los cauces de los ríos.

• La contaminación causada por la industria o por desechos domésticos.

Como se puede apreciar, la turbiedad tiene desde un origen inorgánico (arci-lla, arenas, etc.) como es el caso de la turbiedad aportada por la erosión, hasta tener un alto grado de material orgánico (microorganismos, limus, etc.) como en el caso de la turbiedad aportada por actividades antrópicas.

La turbiedad es importante en el tratamiento del agua potable por las siguientes razones:

• Estética. La presencia de turbiedad en el agua causa rechazo en el consu-midor. Además, existen ciertos procesos industriales (fabricación de texti-les, alimentos) que requieren agua exenta de turbiedad.

• Selección de los procesos de tratamiento. La turbiedad es un parámetro fundamental en la determinación de los procesos más adecuados para


▪ 56

tratar el agua de abastecimiento. Procesos como coagulación, sedimen-tación y filtración se diseñan y operan teniendo en cuenta el valor de la turbiedad.

• Filtración y cloración del agua. La turbiedad puede incidir en la eficiencia de determinados procesos de tratamiento del agua, por ejemplo, la filtración y la desinfección. La filtración del agua se vuelve más difícil y costosa cuando la turbiedad es alta; la turbiedad obstruye los filtros, genera problemas de operación en el tratamiento del agua y ocasiona un aumento en la frecuen-cia de lavado de las unidades. Cuando la turbiedad es alta se necesitan dosis mayores de cloro para desinfectar el agua. Esto debido a que los microorga-nismos se ocultan entre las partículas de turbiedad por lo que se requieren mayores cantidades de cloro para eliminarlos.

La turbiedad se expresa en unidades de turbiedad. Una unidad de turbiedad es una cantidad patrón empírica producida al agregar 1 mg de SiO2 a 1 litro de agua destilada. El turbidímetro de Jackson es el instrumento de laboratorio con el cual se mide la turbiedad. Cuando la turbiedad se mide con este instrumento, los resultados se dan en JTU.

Debido a que el turbidímetro de Jackson es un instrumento rudimentario y ante el auge de la instrumentación electrónica, en la actualidad, la turbiedad se mide con turbidímetros basados en principios nefelométricos. La sustancia patrón de medida ya no es sílice sino una mezcla de sulfato de hidrazina y hexametiltetramina. Cuando la turbiedad se mide con estos instrumentos, los resultados se dan en UNT.

La unidad utilizada normalmente para expresar la turbiedad es la UNT. Otras unidades que aún se usan se pueden trasformar usando el siguiente cuadro:

Unidad JTU UNT SiO2 mg/L

JTU 1,0 19 2,5

UNT 0,053 1 0,3

SiO2 mg/L 0,4 7,5 1

Fuente: http://arturobola.tripod.com/turbi.htm#Principios

Color

Aunque está íntimamente ligado a la turbiedad, el color en el agua puede con-siderarse como una característica independiente. Mientras que la turbiedad se considera ocasionada por partículas de gran tamaño (diámetros > 10-3 mm), el color se considera generado por sustancias disueltas y por los coloides.


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Existe aún discrepancia entre los investigadores en cuanto a las causas que originan el color. El origen más aceptado es el que el color es producido, a excepción del ocasionado por las descargas industriales, por la descomposición natural de la materia vegetal de las plantas (humos) y por la disolución de ciertos minerales (especialmente hierro y manganeso) presentes en el subsuelo.

El color está clasificado como color aparente y color verdadero. Color aparen te se considera al producido por el material suspendido mientras que color verdadero es el que permanece en el agua después de remover la turbiedad.

El color es importante en el tratamiento del agua porque su presencia causa rechazo en los consumidores aunque no ocasione problemas sanitarios, como es el caso del color de origen natural. Cuando el color es debido al vertimiento de desechos industriales se asocia a la presencia de sustancias tóxicas.

El color se expresa en unidades de color (UC). La unidad de color es la que se obtiene agregando 1 mg de cloroplatinato de potasio en 1 litro de agua destilada. El color se mide en el laboratorio utilizando los colorímetros.

Visibilidad

Se entiende por visibilidad la interferencia que producen los materiales suspen-didos en el agua al paso de la luz. Se mide con el disco de Secchi y se reporta en unidades de longitud. Este parámetro realmente representa la profundidad de la zona fótica, es decir, la zona hasta donde penetra la luz en el agua y puede realizarse fotosíntesis.

Olor y sabor

Se mencionan en conjunto por estar íntimamente ligados. Los olores y sabores en el agua están asociados con la presencia de sustancias indeseables causando el rechazo del consumidor. Los olores y sabores objetables se pueden deber a la presencia del plancton, compuestos orgánicos generados por la actividad de las bacterias y algas, a los desechos industriales o a la descomposición de la materia orgánica. Específicamente la sustancia que produce olores en la descomposición de la materia orgánica es el H2S. No existen instrumentos para determinar los olores y sabores en el agua; generalmente estos se reportan en los análisis de aguas como presentes o no presentes.

A bajas concentraciones, la influencia de los olores sobre el normal desa-rrollo de la vida humana tiene más importancia por la tensión psicológica que generan que por el daño que puedan producir al organismo. Concentraciones altas de olores molestos pueden reducir el apetito, producir náuseas y vómitos. También pueden interferir o rebajar el valor de la propiedad, el aspecto estético o paisajístico de una región.


▪ 58

TemperaturaLa temperatura es tal vez el parámetro físico más importante del agua. Además de afectar la viscosidad y la velocidad de las reacciones químicas, interviene en el diseño de la mayoría de los procesos de tratamiento del agua (coagulación, sedimentación, etc.).

En nuestro medio, el agua se entrega a los consumidores con la temperatura que se encuentra en la fuente. Solamente en algunos procesos industriales es necesario entregar el agua a una determinada temperatura. Si se requiere a una temperatura mayor se calienta en las calderas y si se quiere rebajar se utilizan torres de enfriamiento.

SólidosPara dar un diagnóstico acerca de la calidad del agua, es necesario determinar la cantidad de material sólido que contiene la muestra. La figura 2.1 presenta los diferentes tipos de sólidos que existen en la ingeniería de calidad del agua y entre paréntesis, como ejemplo, está el porcentaje en que comúnmente se encuentran en las aguas residuales.

Sólidos Totales

Muestra

(ST, 100%)Sólidos Sedimentables

Sólidos Totales, 100%

Sólidos Suspendidos(SS, 60%)

Sólidos DisueltosSD (40%)

Disueltos Volátiles Disueltos Fijos, 10%

Sólidos Volátiles Totales(SVT, 70%)

(SDV,50%) (SDF)Suspendidos Volátiles Suspendidos Fijos, 20%(SSV,20%) (SSF)

Sólidos Fijos Totales(SFT, 30%)

Figura 2.1 Diferentes formas de sólidos presentes en el agua.Fuente: elaboración propia.


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El primer tipo de sólidos de importancia para determinar la calidad del agua son los sólidos totales (ST). Los ST se definen como todo el material que queda después de evaporar el agua a 105 oC, es decir, ST es todo aquello presente en la muestra, excepto agua.

Los sólidos sedimentables se definen como el material que se sedimenta en el fondo de un recipiente de forma cónica (cono de Imhoff) en el transcurso de un período de 60 minutos. Los sólidos sedimentables se expresan en ml/L.

Los sólidos totales se dividen en sólidos suspendidos y sólidos disueltos. La cantidad y naturaleza de los sólidos presentes en el agua varía ampliamente. En el agua la mayoría de los sólidos se hayan disueltos (SD) y consisten princi-palmente en sales y gases.

Los sólidos disueltos se calculan pasando la muestra por un papel de filtro y luego determinando los sólidos totales del filtrado. Si se somete la muestra filtrada a evaporación en una mufla a aproximadamente 600 oC y se pesa el residuo se obtienen los sólidos disueltos fijos (SDF). Por diferencia se determinan los sólidos disueltos volátiles (SDV).

Los sólidos suspendidos (SS) se determinan restando los sólidos disueltos de los sólidos totales. Los SS son, tal vez, el tipo de sólidos más importantes de determinar en los estudios de calidad del agua en nuestro medio, principalmente porque se utilizan para el cobro de las tasas retributivas y el diseño de plantas de tratamiento de aguas residuales.

Los sólidos suspendidos fijos (SSF) y los sólidos suspendidos volátiles (SSV) se determinan de forma análoga a los SDF y SDV.

2.6.2 Parámetros químicos

Por razones didácticas los parámetros químicos del agua se dividen en dos clases:

i) Indicadores (pH, acidez, alcalinidad).

ii) Sustancias químicas.

2.6.2.1 Indicadores

Se definen como indicadores, los parámetros cuyas concentraciones en el agua se deben a la presencia e interacción de varias sustancias.

pH

El pH es el término utilizado para expresar la intensidad de las condiciones ácidas o básicas del agua. Por convención está definido como:

pH = –log [H +] (2.1)


▪ 60

Por análisis químicos se sabe que el pH siempre se encuentra en una escala de 0 a 14. La escala de pH se describe en la figura 2.2.

Más básico Más ácido

0 7 14

Figura 2.2 Escala de pH


La escala de valores del pH se asemeja a la de un termómetro. Mientras que la escala de un termómetro mide la intensidad de calor, el pH mide la intensidad de la acidez o basicidad. Es importante decir que el pH mide el grado de acidez o de alcalinidad pero no determina el valor de la acidez ni de la alcalinidad.

El pH se puede medir en el campo o en el laboratorio por medio de instru-mentos electrónicos (pHchímetro).

ConductividadLa conductividad es un indicativo de las sales disueltas en el agua y mide la cantidad de iones especialmente de Ca, Mg, Na, P, bicarbonatos, cloruros y sulfatos. Se mide en micromhos/cm o Siemens/cm.

La conductividad es una medida indirecta de los sólidos disueltos. De acuerdo con la experiencia se pueden correlacionar con la siguiente expresión:

Sólidos totales disueltos (mg/L) = 0,55 a 0,7 * conductividad (µmhos/cm) (2.2)

Las aguas que contienen altas concentraciones de conductividad son corro-sivas.

Acidez

Generalmente se considera que todas las aguas que tienen un pH inferior a 8,5 unidades tienen acidez. La acidez en las aguas naturales es ocasionada por la presencia de CO2 o la presencia de un ácido fuerte (H2SO4, HNO3, HCl). En el esquema de la figura 2.3 se aprecian los diferentes tipos de acidez de acuerdo con el rango de pH.

El CO2 es un componente normal de las aguas naturales. Entra al agua por absorción de la atmósfera. También, puede presentarse debido a que el CO2 se produce en la descomposición biológica de la materia orgánica.

H2O + CO2 (atmosférico) ⇒ H + + CO22– (2.3)

Acidez


▪ 61

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

Acidez

Acidez causada por ácidos fuerteso acidez mineral

Acidez causada por el CO2

Figura 2.3 Clases de acidez según el pHFuente: elaboración propia.

Se conoce con el nombre de acidez mineral a la ocasionada por la presencia en el agua de ácidos fuertes. Este tipo de acidez se presenta en el agua debido a la contaminación industrial. Desechos de la industria metalúrgica y la fabri-cación de ácidos a escala industrial son los causantes de la acidez mineral en el agua. Sin embargo, hay casos en que aguas naturales tienen acidez mineral, por ejemplo, aguas que nacen o pasan por zonas mineras.

La acidez ocasionada por el CO2 no tiene efectos conocidos sobre la salud; bebidas como la soda mineral contienen altas concentraciones de CO2 y no se les conoce ningún efecto dañino sobre la salud. En cuanto a la acidez mineral, las aguas que la contienen presentan un sabor tan desagradable que el consumidor las rechaza de inmediato.

Las aguas que contienen acidez, sin importar el tipo, son corrosivas. Por lo tanto, aguas con acidez por encima de los valores permisibles deben ser tratadas.

La acidez se determina en el laboratorio por medio de un análisis químico llamado titulación (método de la fenolnaftaleina). El procedimiento puede ser consultado en los Métodos Estándar. Los resultados se expresan en mg/L como CaCO3.

AlcalinidadLa alcalinidad en el agua es entendida como la capacidad que tiene para neutralizar los ácidos. La alcalinidad puede considerarse como la presencia de sustancias básicas en el agua, principalmente, sales de ácidos débiles o bases


▪ 62

fuertes (sustancias caracterizadas por el radical OH-, por ejemplo la soda cáustica NaOH).

La alcalinidad se reconoce por la presencia de los iones, [OH-], [CO32-] y

[HCO3-].

En las aguas naturales la alcalinidad se debe a la presencia de iones [CO32-] y

[HCO3-] los cuales ingresan al agua debido a la acción del CO2 sobre los materiales

naturales del suelo.

H2O + CO2(atm) + CaCO3 ⇒ Ca[HCO

3-]

2 ⇒ H+ + CaCO

2 (2.4)

Componente

natural del sueloAlcalinidad

al bicarbonatoAlcalinidad al carbonato

Al anterior tipo de alcalinidad se le conoce como alcalinidad al bicarbonato o carbonato según sea el caso.

La alcalinidad también puede ser ocasionada por la presencia de bases fuertes en el agua. Estas bases llegan al agua, debido principalmente a la contamina-ción industrial. Por ejemplo, la soda cáustica (NaOH) es una base fuerte que la industria del papel vierte comúnmente a los ríos.

NaOH ⇒ Na+ + OH- (2.5)

Ión hidróxido que causa alcalinidad

Al anterior tipo de alcalinidad se le conoce como alcalinidad al hidróxido o alcalinidad al [OH-].

La alcalinidad es importante en la calidad del agua por diferentes razones:

• En altas concentraciones le comunica un sabor desagradable al agua.

• En presencia de iones de Ca o Mg (dureza) forma precipitados que ocasionan

problemas de taponamiento y obstaculizan el flujo en las tuberías.

• Tal vez la más importante razón es que la alcalinidad controla el proceso de

coagulación en el tratamiento del agua potable, y la digestión anaeróbica en

el caso del tratamiento del agua residual.

Al igual que la acidez, la alcalinidad se mide en el laboratorio por titulación y los resultados se expresan en mg/L de CaCO3.

En ciertas ocasiones, como en el caso de los procesos de ablandamiento del agua, es necesario determinar los tres tipos de alcalinidad presentes. Cuando se conocen el pH y la alcalinidad total, se puede determinar cada uno de los


▪ 63

tres tipos de alcalinidad con ayuda de las ecuaciones de equilibrio del ácido carbónico (H2CO3). En estos casos se usan las siguientes relaciones:

Alcalinidad [HCO ]enmg

LCaCO =

50.000AT

50.000+ H

2-

3

+

−−

K

H

1+ 2*K

H

w+

2+

Alcalinidad [CO ] en CaCO =2* K [Alcalinidad [HCO ]]enmg

L

m

32-

2

2 3- gg

LCaCO

H

3

+

Alcalinidad [OH ] en CaCO =50.000 * K

H

mg

L-

3w

+

Donde: AT : Alcalinidad total en mg/L de CaCO3

H + : Concentración de ión hidrógeno en moles/L K w : Constante de ionización del agua a la temperatura dada K2 : Constante de ionización del HCO3

- en las reacciones de equilibrio del H2CO3

Las reacciones de equilibrio y las constantes de ionización son:

H2O ⇒ H+ + OH-

K w = [H+][OH-] = 10-14

H2CO3 ⇔ H+ + HCO3-

K =[H [HCO ]

[H CO ]= 4,3 *10

]1

+3-

2 3

-7

HCO3- ⇔ H+ + CO3

-2

K =[H [CO ]

[HCO ]= 4,7 *10

]2

+32-

3

-11

Los valores de las constantes anteriores están dados a 20 oC. El empleo de las anteriores relaciones se ilustra en el ejercicio 2.1.

Ejercicio 2.1 Cálculos sobre alcalinidad

• La alcalinidad de una muestra es 60 mg/L CaCO3, el pH a 20 oC es 9,4. Determinar los tres tipos de alcalinidad.

Solución:

1. Concentración de [H+] [H+] = 10-pH = 10-9.4 mol/L


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2. Alcalinidad al [OH-]

Alcalinidad en =50.000 *10

10=1,25

-14

-9,4[ ]OH mg/LCaCO-

3

3. Alcalinidad al [HCO3-]

Alcalinidad HCO enmg

LCaCO =

50.000 *[(60 / 50.000 +10 -10

3-

3

-9,4

[

)

]

114 -9,4

-11 -9,4

/ 10

1+2* 4,7 *10 / 10=47,6

]

4. Alcalinidad al [CO32-]

Alcalinidad [CO32-] = AT – [HCO3

-] – [OH-] = 60 – 47,6 – 1,25 = 11,15 mg/L CaCO3

Dureza

Se denomina dureza a la propiedad que tienen ciertas aguas de cortar el jabón, es decir, requieren grandes cantidades de jabón para producir espuma. Las aguas duras también tienen la particularidad de que a elevadas temperaturas forman incrustaciones en los equipos mecánicos y las tuberías. Por ejemplo, cuando el agua que alimenta una caldera es dura se forman incrustaciones que llegan a taponarla y en muchos casos han llegado hasta a hacerla explotar.

Las aguas duras, fuera de las molestias ocasionadas con el jabón, no presentan ningún problema sanitario. Sin embargo, si van a ser utilizadas en la industria, deben ser tratadas. El proceso que se utiliza para remover la dureza se llama ablandamiento o suavización.

La dureza la ocasiona la presencia de cualquier catión bivalente en el agua, principalmente Ca2+ y Mg2+. La dureza ingresa al agua en el proceso natural de disolución de las formaciones rocosas presentes en el suelo.

H2O + CO2(atm) + CaCO3 ⇒ Ca2+ + 2[HCO3-] (2.6)

Carbonato Alcalinidad Componente natural al bicarbonato del suelo

♠ Las aguas duras son alcalinas

La dureza se clasifica básicamente en dureza carbonácea y dureza no carbonácea.

La dureza carbonácea (DC), a menudo referida como dureza al bicarbonato o dureza temporal, se presenta en el agua cuando los iones de Ca2+ y Mg2+ se combinan con la alcalinidad natural. Las siguientes características son aplicables a la DC:


▪ 65

• La dureza carbonácea se puede remover a elevadas temperaturas debido a que los iones carbonato y bicarbonato se precipitan.

• Las incrustaciones causadas por la dureza carbonácea se disuelven aplicando una solución ácida y luego limpiando.

• La dureza carbonácea también se puede remover aplicando cal para formar precipitados.

Con respecto a la dureza no carbonácea (DNC), referida comúnmente como dureza permanente, esta es ocasionada por la presencia de sulfatos, cloruros o nitratos de Ca2+ y Mg2+. Es importante notar que la dureza no carbonácea no se puede remover elevando la temperatura. Las sales que ocasionan este tipo de dureza son insolubles, por lo tanto, el tratamiento con cal o con soluciones ácidas no es efectivo.

Las aguas se clasifican según el grado de dureza en:

Blandas 0 75 mg/L de CaCO3

Moderadamente duras 75 150

Duras 150 300

Muy duras 300 o más

Aguas con más de 300 mg/L de dureza es necesario tratarlas, así sea que se vayan a utilizar para uso doméstico.

La dureza se mide en el laboratorio por titulación (método del EDTA) y los resultados se reportan en mg/L de CaCO3.

Ejercicio 2.2 Cálculos sobre dureza y relaciones con la alcalinidad

• Un análisis de una muestra de agua presentó los resultados que se muestran a continuación. Determinar: a) dureza carbonácea, no carbonácea y la total y b) la alcalinidad al carbonato y bicarbonato.

Na+ = 25 mg/L Cl- = 48,6 mg/L

Ca2+ = 45 mg/L CO32- = 20 mg/L

Mg2+= 10 mg/L HCO3- = 40 mg/L

K+= 10 mg/L SO42- = 82 mg/L

Solución:

1. Cálculos sobre dureza


▪ 66

i) Dureza cálcica

Dureza cálcica=

45mg

L*50

mg CaCO /L

1meq

40mg/L

2meq

=112,5mg CaC

3

OO /L3

ii) Dureza magnésica

Dureza magnésica =10

mgL

* 50mgCaCO

1meq

24,42meq

=41mgCaC

3 /L

mg/LOO3 /L

iii) Dureza total = 112,5 mg CaCO3 + 41 mg/L CaCO3 = 153,5 mg CaCO3/L

2. Cálculos sobre alcalinidad

i) Alcalinidad al carbonato

Alcalinidad carbonato =

20 * 50mgCaCO

1 meq

60=33,

3mg/L/L

mg/L2meq

333mgCaCO3 /L

ii) Alcalinidad al bicarbonato

Alcalinidad bicarbonato =40mg * 50

mgCaCOL

1meq

61meq

=32,

3

/L

mg/L779mgCaCO3 /L

iii) Alcalinidad total

Alcalinidad total = 33,33 mg CaCO3/L + 32,79 mg CaCO3/L = 66,12 mg CaCO3 / L

3. Dureza carbonácea y no carbonácea

i) Dureza carbonácea Teniendo en cuenta que cuando la dureza total (DT) es mayor que la

alcalinidad total (AT), entonces, la dureza carbonácea (DC) es igual a la alcalinidad total. En este caso se tiene:

DT > AT ⇒ DC = AT, por lo tanto: DC = 66,12 mg CaCO3/L

ii) Dureza no Carbonácea (DNC)

DNC = DT – DC = 153,5 mg CaCO3/L – 66,12 mg CaCO3/L = 87,38 mg CaCO3/L


▪ 67

Ejercicio 2.3 Balance iónico

• En el comercio se encuentran a disposición de los usuarios varios tipos de agua potable envasada, cuya calidad generalmente se publica en la etiqueta. Para el agua comercialmente distribuida por “La Parcela” : a) elaborar un balance iónico y dibujar un diagrama iónico de barras, b) listar las sustancias que hipotéticamente pueden estar presentes en el agua y c) determinar la concentración de sólidos disueltos. La copia de la etiqueta se presenta a continuación:

Solución:1. Análisis de aniones y cationes Según los datos, como las concentraciones no tienen unidades, la dureza se

supone que está expresada en mg/L de CaCO3, por lo tanto, las concentra-ciones de Ca2+ y Mg2+ son:

Ca =15

mgCaCO

L*

1meq

50mgCaCO=0,3

meqv CaCO

L=0,3

meqv CaCO

L

22+ 3

3

3 3 00mgCa

meqv

2+

Ca2+ = 6 mg Ca2+/L

Mg =6mgCaCO

L*

1meq

50mgCaCO=0,12

meqv CaCO

L2+ 3

3

3

Mg =0,12meqv CaCO

L

12,15mg Mg

meqv=1,45mg Mg2+ 3

2+2+/L

Mg2+ = 1,45 mg Mg2+/L

Con los datos de la etiqueta y los calculados, se tabula la información así:

Catión mg/L Peso mol Eqv/mol mg/meqv meqv/L

Ca2+ 6 40 2 20 0,30


▪ 68

Catión mg/L Peso mol Eqv/mol mg/meqv meqv/L

Mg2- 1,45 24,3 2 12,15 0,12

Na+ 23 1 23

K+ 39,1 1 39,1

Suma 0,42

Anión mg/L Peso mol Eqv/mol mg/meqv meqv/L

HCO3- 44,85 61 1 61,00 0,74

SO42- 9,9 96 2 48,00 0,21

Cl- 24,02 35,45 1 35,45 0,68

CO32- 60 2 30,00

NO2- 60 2 30,00

Suma 1,62

Cuando un análisis de agua está correcto, la suma de los aniones debe ser igual a la de los cationes. Como puede observarse en el caso del agua “La Parcela” falta información sobre los cationes.

2. Diagrama de barras

De acuerdo con las concentraciones el diagrama iónico de barras es:

Ca2+ Mg

HCO3- SO4

2- Cl–

3. Lista de sustancias probablemente presentes en el agua

De acuerdo con el diagrama iónico de barras, las sustancias que probable-mente se encuentran en el agua son:

Ca(HCO3)2= 0,3 meqv/L

Mg(HCO3)2= 0,12 meqv/L

Nota: Debido a que el análisis de agua está incompleto, estas son las únicas sustancias que se pueden identificar.

4. Sólidos disueltos totales La concentración de sólidos disueltos totales en una muestra de aguas es

igual a la suma de los cationes, más los aniones expresados en mg/L, por lo tanto, para este caso se tiene:


▪ 69

SD = 6 + 1,45 + 44,85 + 9,9 + 24,02 = 86,22 mg/L

Nota: Debido a que el análisis de agua está incompleto, falta agregar los mg/L de las sustancias que no están incluidas en el reporte de calidad del agua.

–v–

2.6.2.2 Sustancias químicas

El agua, por ser considerada el solvente universal, tiene la posibilidad de que una gran cantidad de elementos y compuestos químicos estén presentes en ella. Sin embargo, muchos de estos compuestos no tienen importancia en la calidad del agua.

Debido al alcance de este libro, sólo se discuten las sustancias que a criterio del autor son las más comúnmente utilizadas en el diagnóstico de la calidad del agua.

Grasas

El término grasa se aplica a una amplia variedad de sustancias orgánicas que se extraen de soluciones acuosas o en suspensión. La extracción de estas sus-tancias se hace en el laboratorio utilizando hexano. Generalmente, se pueden considerar grasas compuestos como los hidrocarburos, esteres, aceites, ceras y ácidos grasos de alto peso molecular, dado que todos estos compuestos son solubles en hexano. Se utiliza el hexano en la prueba de laboratorio para medir las grasas porque es un buen solvente y tiene un mínimo poder solvente para otros compuestos orgánicos.

Las grasas son generadas o llegan al agua por actividades antrópicas, y su presencia y medición están relacionadas principalmente con actividades que tienen que ver con el manejo de aguas residuales. Normalmente, las empresas operadoras de los sistemas de alcantarillado no permiten el vertimiento de aguas residuales con contenidos de grasas superiores a 100 mg/L. Lo anterior debido a que las grasas obstruyen las tuberías y presentan problemas en la operación de las plantas de tratamiento de aguas residuales.

En aguas naturales, la presencia de grasas inhibe el paso de la luz y del oxígeno disuelto en el agua, además, de que se adhieren a las branquias de los peces.

En términos prácticos, para diferenciar las grasas de los aceites, las grasas son consideradas desechos sólidos mientras que los aceites son líquidos.


▪ 70

Detergentes

El término detergentes se aplica a toda la variedad de materiales utilizados para remover la “mugre” de la ropa, los platos, etc., es decir, todas las sustancias que producen espuma cuando el agua es agitada. Los detergentes son sustancias orgánicas que tienen la propiedad de reducir la tensión superficial del agua. Esta es la razón por la cual remueven la mugre. A los detergentes, también, se les conoce como tenso-activos o surfactantes.

Los detergentes se fabrican a partir del ión alkyl-benceno sulfonato. La forma química de este ión se presenta en la figura 2.4.

|O - S - O | Na

H |R - C - R´ |

Cadena benceno

Ión Alkyl

Ión sulfonato

Figura 2.4 Forma química del ión alkyl-benceno sulfonato

De acuerdo con lo discutido anteriormente, los detergentes pueden ser de dos tipos:

i) Detergentes LAS (Alkyl-benceno Sulfonato Lineal). En este caso el ión alkyl es lineal, es decir, compuestos derivados de las parafinas. La característica más importante de este tipo de detergentes es que son biológicamente degradables.

ii) Detergentes ABS (Alkyl-benceno Sulfonato ramificados). En este caso el ión alkyl no es lineal, es ramificado. Estos compuestos son generalmente polí-meros del propileno. La característica más importante de estos compuestos es que no son biológicamente degradables.

Hierro y manganeso

Se discuten en conjunto porque en la naturaleza siempre se encuentran juntos. Estos compuestos son básicamente importantes en las aguas subterráneas en las cuales se encuentran en altas concentraciones. La presencia de hierro y manganeso en las aguas superficiales y subterráneas se debe al poder disolvente


▪ 71

que tiene el CO2 sobre los estratos del suelo reduciendo los compuestos férricos a hierro soluble.

El hierro y el manganeso se consideran importantes en el tratamiento del agua porque aunque no tienen efectos en la salud de los consumidores, tanto el hierro como el manganeso manchan la ropa y los aparatos sanitarios, además, cuando se agota el oxígeno forman compuestos que se depositan, corroen y obstruyen tuberías y equipos mecánicos.

Existen dos métodos colorimétricos aplicables a la medición de hierro en aguas naturales que se encuentran libres de las sustancias interferentes: el método de la Fenantrolina y el tentativo de Tripiridil. Normalmente, se mide hierro total y hierro soluble (Fe2+). La forma importante en la calidad del agua del hierro es la soluble debido a que el Fe2+ en presencia de oxígeno se oxida a Fe3+ que es el que causa las incrustaciones.

El manganeso se determina por la acción de agentes oxidantes fuertes sobre los compuestos manganosos solubles, al comparar el color púrpura producido, con las soluciones patrones de Mn. Existen dos alternativas de métodos colorimétricos para la determinación del Mn en el agua que usan dos agentes oxidantes: el método del Peryodato y el del Persulfato.

Se considera que concentraciones mayores a 0,3 mg/L de Fe total y de 0,1 de Mn crean problemas de calidad del agua en los sistemas de agua potable.

Nitrógeno

El nitrógeno (N) así como el fósforo son esenciales para el crecimiento de protistas y plantas, razón por la cual reciben el nombre de nutrientes o bioestimuladores. Debido a que el N es absolutamente básico para la síntesis de proteínas, será preciso conocer datos sobre la presencia del mismo en las aguas, y en qué cantidades, para valorar la posibilidad de tratamiento de las aguas residuales domésticas e industriales mediante los procesos biológicos.

El nitrógeno total está compuesto de nitrógeno orgánico, amoníaco, nitrito y nitrato. La prueba más común de determinación de nitrógeno es el Kjeldahl (NTK). El NTK determina la concentración de nitrógeno orgánico y nitrógeno amoniacal. Si se desea obtener solamente el orgánico, durante la prueba de laboratorio se elimina el N amoniacal hirviendo la muestra.

El nitrógeno amoniacal se encuentra en solución acuosa en forma de ion amonio o como amoníaco, en función del pH de la solución de acuerdo con la siguiente ecuación.

NH3 + H2O ⇔ NH4- + OH- (2.7)


▪ 72

Con pH superiores a 7, el equilibrio se desplaza hacia la izquierda, mientras el ion amonio es predominante a pH menores de 7. El amoníaco se determina elevando el pH, destilando el amoníaco con el vapor producido cuando se hierve la muestra y condensando el vapor que absorbe el amoníaco gaseoso. La medida se lleva a cabo colorimétricamente, por titulación o mediante conjuntos ion-electrodo específicos.

Los ambientes acuáticos sin contaminar contienen pequeñas cantidades de nitrógeno amoniacal, generalmente menores de 0,1 mg N/L. Las concentraciones de nitrógeno amoniacal medidas en aguas superficiales son típicamente menores de 0,2 mg/L pero pueden alcanzar hasta 2-3 mg N/L. Concentraciones más altas pueden indicar que existe contaminación de origen orgánico procedente de ver-timientos de agua residual doméstica, industriales o producida por la escorrentía que arrastra fertilizantes. El nitrógeno amoniacal, es por lo tanto, un indicador de contaminación orgánica. En los ambientes lenticos (lagos, embalses), es factible que se presenten altas concentraciones de nitrógeno amoniacal debido a la descomposición de la materia orgánica en condiciones anóxicas.

El nitrógeno de nitritos, cuya determinación se realiza colorimétricamente, es relativamente inestable y fácilmente oxidable a nitratos. La concentración de nitritos raramente excede la cantidad de 1 mg/L en las aguas residuales y de 0,1 mg/L en el caso de las aguas superficiales y subterráneas. A pesar de que su presencia suele darse en concentraciones pequeñas, los nitritos tienen gran importancia en los estudios de aguas, dada su gran toxicidad para gran parte de la fauna piscícola y demás especies acuáticas.

El nitrato es la forma más oxidada del nitrógeno que se puede encontrar en el agua. Se forman en la descomposición de las sustancias orgánicas nitrogenadas, principalmente proteínas. Es importarte considerar los nitratos en el tratamiento del agua porque en concentraciones mayores de 10 mg/L como N (45 mg/L como NO3), se ha comprobado que producen una enfermedad en los niños llamada metahemoglobinemia. Las concentraciones de nitrato en efluentes de aguas residuales pueden variar entre 0 y 20 mg/L.

Cuando existen actividades antrópicas, las aguas superficiales pueden tener concentraciones hasta de 5 mg NO3/L pero normalmente menores de 1 mg NO3/L. Concentraciones por encima de los 5 mg NO3/L usualmente indican contaminación, ya sea por desechos domésticos, de animales o la escorrentía. En lagos y embalses concentraciones de nitratos por encima de 0,2 mg NO3/L ya empiezan a general problemas de eutroficación en el agua. En las aguas subterráneas se puede llegar a concentraciones de nitratos hasta de 500 mg NO3/L, especialmente en zonas agrícolas debido a la utilización de fertilizantes.


▪ 73

Las ecuaciones 2.8 y 2.9 muestran la forma como aparecen las diferentes formas de nitrógeno en las aguas naturales.

NH2

Enzima Ureasa

C = O + 2H2O (NH4)2CO3 (2.8)

Carbonato de amonio

NH2

Urea

nitrosomonas

3NH3 + 3O2 2NO2+2H2O (2.9)

2NH2 + O2 + 2H+ 2NO3+2H+

Fósforo

El fósforo es esencial para el crecimiento de algas y otros organismos biológicos. Debido a que en las aguas superficiales ocurren nocivas proliferaciones incon-troladas de algas, actualmente existe mucho interés en limitar la cantidad de fósforo que alcanzan las aguas superficiales por medio de vertimientos de aguas residuales domésticas, industriales y por escorrentía. Como ejemplo se puede citar el caso de las aguas residuales municipales cuyo contenido de fósforo como P puede variar entre 4 y 15 mg/L.

Las formas más frecuentes en que se presenta el fósforo en soluciones acuosas incluyen el ortofosfato, el polifosfato y los fosfatos orgánicos. Los ortofosfatos como PO4

3-, HPO42-, H2PO4

- y H3PO4, por ejemplo, se hallan disponibles para el metabolismo biológico sin que sea precisa una ruptura posterior. El fósforo orgánico es de poca importancia en la mayor parte de los residuos domésticos, pero puede ser un constituyente de importancia en los vertimientos industriales y lodos de aguas residuales domésticas.

Los ortofosfatos son la forma más importante de fósforo en el agua debido a que se encuentran disueltos en el agua y de esta manera son aprovechados por las plantas. A esta forma de fósforo se le conoce en la literatura como fósforo aprovechable o disponible. Se recomienda que las concentraciones de fosfatos se expresen en términos de fósforo (P) y no como mg PO4 /L.

El fósforo raramente se encuentra en el agua en altas concentraciones debido a que las plantas lo absorben rápidamente. En aguas superficiales la concentración


▪ 74

de fósforo fluctúa normalmente entre 0,005 y 0,020 mg PO4-P/L y se puede encontrar en concentraciones mucho más altas en ambientes marinos. En el agua subterránea, los niveles son cerca de 0,020 mg PO4-P/L.

Clorofila

El fitoplancton está formado por algas, las que, a su vez, están constituidas por una serie de pigmentos. Entre los pigmentos más representativos están: clorofilas, carotenoideos y biliproteinas.

Mediante la cuantificación de la clorofila puede hacerse un estimativo del fitoplancton que existe en un área determinada, por lo cual se han estudiado las clorofilas el reconocimiento y extracción del fitoplancton.

La clorofila α se encuentra en todas las algas y presenta dos bandas de absorción, una en la zona roja del espectro visible con una longitud de onda entre 660 y 665 nm, y la otra con una longitud de onda menor de 430 nm en la zona violeta.

La clorofila β solo está presente en algas verdes y en euglenofitas. Su función es la acumulación de la luz que pasa a la clorofila α como energía lumínica.

Existe otro tipo de clorofilas de menor importancia que tienen poco significado en los estudios de calidad del agua.

En conclusión, en los estudios de calidad del agua se utiliza solamente la clorofila α, ya que es la que se encuentra en todas las algas. La clorofila α se utiliza como una medida de la cantidad de materia vegetal o biomasa que existe en el agua. Con base en este parámetro también se puede determinar el estado trófico del agua.

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO)

El parámetro más ampliamente utilizado para determinar el contenido de materia orgánica de una muestra de agua es la demanda bioquímica de oxígeno. La DBO se mide determinando la cantidad de oxígeno que requieren los microorganismos (bacterias principalmente) para degradar, oxidar, estabilizar, etc. la materia orgánica. La prueba de DBO más conocida es la DBO5. Esta prueba se realiza incubando la muestra de agua en el laboratorio y al cabo de cinco días se mide el consumo de oxígeno por parte de los microorganismos, y los resultados se reportan en mg/L de oxígeno consumido.

La prueba o datos de DBO se utilizan para:

• Determinar la cantidad de oxígeno requerida para biológicamente estabilizar la materia orgánica. Con este dato se diseñan los equipos de aireación de los procesos de lodos activados.


▪ 75

• Dimensionar las unidades de tratamiento de agua.

• Medir la eficiencia de algunos de los procesos de tratamiento de aguas residuales

• Cobrar las tasas retributivas.

Para asegurar la representatividad del valor de la DBO, la prueba debe ser realizada por un laboratorio homologado por una autoridad competente (en Colombia el IDEAM) y se debe utilizar un método estándar en su medición. Las técnicas de laboratorio empleadas en el análisis de la DBO se salen del alcance del curso y para ello se deben consultar las referencias especializadas en este tipo de análisis.

Durante el proceso de desoxigenación o estabilización de la materia orgánica, el consumo de oxígeno está descrito por la ecuación:

Materia orgánica + Bacterias + O2 ⇒ CO2 + H2O + Nuevos organismos (2.10)

Ejercicio 2.4 Cálculo de la demanda teórica de oxígeno

• Un agua residual industrial contiene acido estereático (C18H36O2), glicina (CH2(NH2)COOH) y glucosa (C6H12O6). Los resultados de laboratorio son los siguientes: 11 mg/L de nitrógeno orgánico, 130 mg/L de carbono orgánico y 425 mg/L de DQO. Determinar la concentración de cada uno de los com-puestos en mg/L.

Solución:

Sea:

X1: mg/L de glucosa

X2: mg/L de ácido esteréatico

X3: mg/L de glicina

Pesos moleculares:

CH2(NH2)COOH = 75 g C6H12O6 = 180 g C18H36O2 = 284 g

1. DBO Carbonácea (DBOC) de glucosa

C6H12O6 + 6 O2 ⇒ 6 CO2 + 6 H2O

DBOC =

6molO

molglucosa*

32gO

molO*

molglucosa

180glucosa* X

mG

2 2

21

gg

Lglucosa =1,07X1

DBOCG = 1,07X1


▪ 76

2. DBO Carbonácea del ácido estereático

C18H36O2 + 26 O2 ⇒ 18 CO2 + 18 H2O

DBOC =

26molO

molácido*

32gO

molO*

molácido

284ácido* X

mg

LáciA

2 2

22 ddo =2,93X2

DBOCA = 2,93X2

3. Concentración de glicina Dado que existen 11 mg/L de nitrógeno orgánico en la muestra, todo ese

nitrógeno es debido a la presencia de la glicina que es el único compuesto que contiene nitrógeno. Por lo tanto, se puede determinar la cantidad de glicina de la siguiente manera:

mg

LdeGlicina =

11mg NO

L*75mgGlicina / mol

14mg N / mol=59

mg

LdeGlicinna

4. DBON de la glicina

CH2(NH2)COOH + 3/2 O2 ⇒ NH3+ 2 CO2 + H2O

NH3 + 2 O2 ⇒ HNO3 + H2O

DBON =2molO

molglicina*

32gO

molO*

molglicina

75gglicina* 59

mg2 2

2 LLde glicina =50,3mg / L

DBON = 50,3 mg/L

5. DBOC de la Glicina

CH2(NH2)COOH + 3/2 O2 ⇒ NH3+ 2 CO2 + H2O

DBOC =

1,5molO

molglicina*

32gO

molO*

molglicina

75ggliglicina2 2

2 ccina* 59

mg

Lde glicina =37,8mg / L

DBOC glicina = 37,8 mg/L

6. DBO total DBO total = DBON + DBOCG + DBOA + DBOCglicina

425 mg/L = 50,3 + DBOCG + DBOA + 37,8

DBOCG + DBOA = 336,9 mg/L

Si en la ecuación anterior se reemplazan los valores de la DBO por el de las concentraciones de glucosa y de ácido, la ecuación anterior se transforma en:

1,07X1 + 2,93X2 = 336,9


▪ 77

7. Carbono orgánico total

Carbono orgánico en la glucosa = (6*12/180)*X1 = 0,4X2

Carbono orgánico en el ácido = (18*12/284)*X2 = 0,76X1

Carbono orgánico en la glicina = (2*12/75)*59 = 18,9

Carbono orgánico total = 130 = 0,76X1 + 0,4X2 + 18,9 ⇒ 0,4X1 + 0,76X2 = 111

8. Concentraciones de glucosa, ácido estereático y glicina

Las concentraciones de glucosa y del ácido estereático se encuentran resolviendo el siguiente par de ecuaciones:

1,07X1 + 2,93X2 = 336,9

0,4X1 + 0,76X2 = 111

Resolviendo las anteriores ecuaciones:

• La concentración de glucosa (X1) es de 194 mg/L

• La concentración de ácido estereático (X2) es de 44 mg/L

• La cantidad de glicina = 50 mg/L

–v–

Demanda química de oxígeno (DQO)

La DQO es una prueba ampliamente utilizada para determinar el contenido de materia orgánica de una muestra de agua. A diferencia de la DBO, en esta prueba la materia orgánica es oxidada utilizando una sustancia química y no microorganismos.

El dicromato de potasio constituye actualmente el mejor agente oxidante para la determinación de la DQO. Este compuesto tiene la capacidad de oxidar la gran mayoría de sustancias orgánicas, además, es fácil de determinar su concentración antes y después de la prueba lo cual hace que se pueda calcular el oxígeno consumido. Otra de las ventajas de la DQO es el poco tiempo que duración de la prueba: mientras un análisis de DBO tarda 5 días, uno de DQO demora 3 horas. La reacción química que ocurre durante la determinación es:

Materia org nica (C H O )+Cr O +H Crá a b c 2 7-2 + ++3

2 2+ CO +H (2.11)

Con base en la anterior discusión, los valores de la DQO son mayores que los de la DBO y la diferencia aumenta con la presencia con la presencia de sustancias tóxicas que hagan la muestra de agua biológicamente resistente a la degradación.

Sólo en el caso de desechos que se estudien cuidadosamente es posible ob-tener una relación entre DQO y DBO. Una vez esta relación se conoce, se puede


▪ 78

eliminar el ensayo de DBO y con la relación DQO/DBO, determinar la cantidad de materia orgánica biológicamente degradable.

Sustancias tóxicas

Las sustancias tóxicas, por ser tan importantes en la calidad del agua, se tratan en un capítulo aparte.

2.6.3 Características biológicas

Las aguas crudas pueden tener una gran variedad de microorganismos. Los microorganismos en el agua pueden ser patógenos o no patógenos. Por patóge-nos se entienden aquellos organismos que causan enfermedad a los seres vivos mientras que por no patógenos se entiende lo contrario.

Los microorganismos más importantes que se encuentran en el agua y pueden producir enfermedades son las bacterias, los virus, las algas, los hongos y algunos protozoos.

Entre las enfermedades más comunes que se transmiten por el agua están:

Cólera

El cólera es una enfermedad diarreica producida por el vibrio-cólera. Esta bac-teria es removida fácilmente por los procesos convencionales del tratamiento del agua. Por lo tanto, el cólera se transmite por el consumo de agua sin tratar o aguas tratadas deficientemente.

Es importante recordar como aspecto importante que esta enfermedad estuvo prácticamente erradicada del mundo y su rebrote se debe a los malos servicios de agua y a la pobreza en que se encuentran los países del Tercer Mundo. El rebrote se dio a comienzos de los años 90 en la región amazónica del Perú.

Gastroenteritis

Este es el nombre genérico aplicado comúnmente a las enfermedades diarrei-cas que radican en el sistema gastrointestinal sin que se pueda clasificarlas específicamente.

Existe discrepancia entre los investigadores sobre el microorganismo cau-sante de la gastroenteritis. Sin embargo, se tiene comprobado que son varios los microorganismos que ocasionan la gastroenteritis.

Se sabe con certeza que la Escherichia Coli (tipo enteropatógeno) produce gastroenteritis y ataca con mayor frecuencia la población infantil y a los ancia-nos. También, existen informes de que el ganado que bebe agua que contiene cantidades excesivas de algas ha presentado desórdenes gastrointestinales,


▪ 79

debido probablemente a sustancias tóxicas que, se sabe, contienen estas algas. Amplios estudios sobre enfermedades diarreicas agudas demostraron que muchas de ellas son disenterías benignas causadas por miembros del género Shigella. Adicionalmente, han ocurrido casos en que las sustancias químicas utilizadas en el tratamiento del agua han producido irritaciones en el sistema gastrointestinal de los consumidores y, por ende, diarrea en los usuarios.

Queda, pues, aceptado que la gastroenteritis es una infección bacteriana (sin especificar cuál), que puede ser transmitida por el consumo de agua sin o deficientemente tratada.

Además de las enfermedades nombradas anteriormente, existen otras infecciones que son de comprobada transmisión por el agua. Entre ellas se pueden citar:

• La fiebre tifoidea transmitida por la salmonella typhosa.

• La disentería causada por la entomoeba hystolítica (comúnmente conocida como amiba la bacteria y amibiasis la enfermedad).

• El parasitismo en general. Está comprobado que la mayoría de los parásitos del hombre (ascaris, giardias, etc.) pueden ser adquiridos por el consumo de aguas contaminadas.

• Otras enfermedades: hepatitis A, conjuntivitis, etc.

Como puede apreciarse, son muchos los microorganismos presentes en el agua que causan enfermedades a los usuarios. Este hecho ha dificultado la selección del parámetro que mida correctamente la calidad bacteriológica del agua. Lo ideal sería que se tuviera un organismo patógeno como indicador; sin embargo, esto no ha sido posible. Se tuvo que seleccionar como indicador todo un grupo y no un microorganismo en especial.

El indicador de la calidad bacteriológica del agua es el grupo de bacterias coliforme. Este grupo coliforme está definido como todas las bacterias aeró-bicas y anaeróbicas facultativas, Gram negativas, no formadoras de esporas y de forma redonda que fermentan la lactosa formando gas en 48 horas y a 35 oC. Las razones que se tuvieron para seleccionar este indicador fueron las siguientes:

• Aunque el grupo coliforme generalmente no es patógeno (a menos que se encuentren en gran número), son habitantes normales del intestino del hombre y algunos animales. Esto hace que la presencia de coliformes en el agua sea indicio de contaminación fecal y por consiguiente una alta posibilidad de que estén presentes también organismos patógenos.


▪ 80

• Las bacterias del grupo coliforme se encuentran en mayor cantidad y gene-ralmente viven más tiempo en el agua que los organismos patógenos. Esta razón hace que el análisis de laboratorio sea más rápido y que los microor-ganismos no escapen a la prueba, es decir, el resultado no dé negativo.

• Los organismos patógenos requieren de análisis de laboratorio más so-fisticados para su aislamiento y detección que los que requieren el grupo coliforme.

Los métodos bacteriológicos para detectar coliformes son: la técnica de los tubos múltiples de fermentación y la técnica de los filtro membrana.

Las técnicas para realizar las pruebas anteriores se encuentran estanda-rizadas y los procedimientos de muestreo y análisis se están en los Métodos Estándar (referencia 7).

Por ser la forma más común de evaluar la presencia de coliformes, a conti-nuación se describe brevemente la prueba de los tubos múltiples:

El ensayo se realiza siguiendo el siguiente procedimiento:

1. Se prepara una serie de diluciones tal como lo muestra la figura 2.5.

2. Luego se introduce una muestra de 1 ml de cada una de las diluciones en cada uno de los cinco tubos de fermentación que contienen la lactosa.

3. Para cada una de las diluciones, los resultados se expresan en forma de cociente entre el número de tubos positivos respecto del número total de tubos.

Ejercicio 2.5 Cálculo del número más probable de bacterias

• Determinar el NMP para una muestra de agua que arrojó los siguientes resultados:

Volumen (mL) 1,0 0,1 0,01 0,001 0,0001 Combinación NMP/100 L

(a) 5/5 5/5 2/5 0/5 0/5 5 2 0 4.900

(b) 5/5 0/5 1/5 0/5 0/5 5 0 1 310

(c) 5/5 4/5 1/5 1/5 0/5 5 4 2 2.200

Solución:


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Como se explicó anteriormente, los resultados de la prueba de tubos múlti-ples se dan en forma de cociente. El numerador indica el número de tubos positivos mientras que el denominador indica el número de tubos utilizados en la prueba. Para seleccionar la combinación de tres dígitos con que se entra a las tablas de NMP se debe tener en cuenta la siguiente regla: Se selecciona la dilución más alta que presenta resultados positivos en los cinco tubos y luego se escogen las siguientes diluciones. Cuando hay resultados positivos en diluciones más altas, se suman como en el caso (c).

2.7 RESUMEN SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICAS, QUÍMICAS Y BIOLÓGICAS DEL AGUA

Para finalizar con el tema de las propiedades físicas, químicas y biológicas del agua, la tabla 2.6 presenta el resumen de las variables discutidas en este capítulo. Es de anotar que por facilidad de presentación se incluyen ciertas sustancias tóxicas y metales pesados, a pesar de que este tema se discute en capítulos posteriores.

0,9 ml 0,9 ml 0,9 ml 0,9 ml

1 ml 1 ml1 ml 1 ml

La presencia de gasse adopta comoensayo positivo

Figura 2.5 Ensayo de los tubos múltiples



▪ 82

Tabla 2.6 Parámetros ambientales propuestos para medir en el recurso agua

A. Bacteriológicos

No. Parámetro Descripción

1 Coliformes totales

La presencia de coliformes totales indica que el cuerpo de agua ha sido o está contaminado con materia orgánica de origen fecal, ya sea por humanos o animales.

2 Coliformes fecales

Es un indicador indirecto del riesgo potencial de contaminación con bacterias o virus de carácter patógeno, ya que las coliformes fecales siempre están presentes en las heces humanas y de los animales.

3 Estreptococos totales

Es un indicador de la contaminación fecal de origen humano o animal, usado porque presenta una alta resistencia al cloro. Se usa ampliamente en otros países como indicador bacteriológico en balnearios y playas, es decir, en sitios para la recreación en general.

B. Organolépticos

4 Turbiedad Su presencia disminuye la producción de oxígeno por fotosíntesis, restringe los usos del agua, indica deterioro estético del cuerpo de agua, interfiere en la desinfección.

5 Color Su mayor aporte en monitoreo de aguas es la descripción que pueda aportar para el análisis de una muestra o describir las condiciones físicas o estéticas de un cuerpo de agua.

6 Sustancias flotantes

Es un indicador estético del cuerpo del agua, y como tal se debe “medir” de manera cualitativa, o descriptiva.

7 Olor Se mide cualitativamente como presente o no. Actualmente, lo más práctico evaluar su presencia midiendo concentraciones de H2S.

C. Físicos

8 pH Origina cambios en la fauna y la flora de los cuerpos de agua.Ejerce influencia sobre la toxicidad de ciertos compuestos, como el amoníaco, metales pesados, hidrógeno sulfurado, etc.

9 Temperatura Las variaciones de este parámetro en las corrientes de agua generan un cambio en el ambiente de desarrollo de la fauna y la flora pre-sente en él; elevan el potencial tóxico de ciertas sustancias disueltas en el agua y originan la disminución del oxígeno disuelto, lo que conduce a condiciones anaeróbicas de la corriente.


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C. Físicos

10 Conductividad Se mide en µmhos/cm o µS/cm. Indica la presencia de sales en forma ionizada, como los cloruros o iones de sodio, carbonatos, etc. Permite establecer relaciones e interpretación de resultados con los sólidos disueltos en las descargas o cuerpos de agua. Es la mejor medida indirecta de la salinidad, ya que por otros métodos se torna engorroso e impreciso. Mediante el establecimiento de relaciones empíricas de la conductividad en soluciones estándar, posibilita resultados más rápidos y funcionales.

1112

131415

16

Sólidos totalesSuspendidos volátilesSuspendidosDisueltosDisueltos volátilesSedimentables

Las diferentes formas de sólidos propuestos indican la presencia de sales disueltas, partículas en suspensión de carácter orgánico o inorgánico. Con los sólidos se puede establecer relaciones con otros parámetros como la DQO y la DBO, la turbiedad y el color, para que una vez establecidas las relaciones empíricas a través de series de datos, se pueda ahorrar parámetros como la DBO, que normalmente demora 7 días desde la entrega de la muestra hasta el reporte de resultados.

D. Indicador bioquímico

17 DBO5 Demanda bioquímica de oxígeno en cinco días. Parámetro de mayor significación cuando se trata de determinar la carga polucional que pueden generar los desechos domésticos e industriales de carácter orgánico al ser descargados en corrientes de agua en las que persistan condiciones aeróbicas. Normalmente se determina la demanda a los 5 días y mediante ecuaciones de cinética bacteriana se extrapolan los resultados a los 20 días, para obtenerlos más rápidamente.

E. Químicos básicos

18 Acidez Estos dos parámetros no pueden considerarse como contaminantes directos o específicos, sino como una medida de los efectos de la combinación de sustancias asociadas a los carbonatos y bicarbo-natos. Debido a las variaciones que producen en el pH se generan reacciones secundarias rompiendo el ciclo ecológico en un cuerpo de agua. Ellos se expresan como la concentración de carbonato de calcio (CaCO3)

19 Alcalinidad

20 COT Carbono orgánico total. Este parámetro es el más conveniente y directo para determinar la cantidad total de materia orgánica presente en el agua. Con sus resultados se pueden establecer relaciones con la DBO, DQO, y por tanto, obtener conclusiones sobre su consistencia o no.


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21 Calcio Son la causa más frecuente de la dureza y afectan vitalmente las propiedades incrustantes y corrosivas de un agua.

22 Cianuros Su presencia tiene un efecto de significación sobre la actividad biológica del sistema. Los organismos causantes de autopurificación de los cuerpos de aguas son inhibidos por un contenido de 0,3 mg/L de CN-. Su toxicidad aumenta cuando se asocia a variables tales como temperatura, pH, OD y la concentración de ciertas sustancias minerales.

23 Cloruros Son una medida indirecta de contaminación de origen orgánico humano, así como de la presencia de sales ionizables.

24 DQO La prueba de demanda química de oxígeno es muy usada para medir la carga polucional de los desechos domésticos e industriales. Mediante esta prueba se puede medir un desecho en términos de la cantidad de oxígeno requerido para oxidar completamente la materia orgánica del desecho a CO2, agua y amoníaco.

25 Detergentes Originan cambios significativos de reducción de la tensión superfi-cial del agua, imposibilitando el intercambio adecuado del oxígeno gaseoso. Originan consumo del oxígeno disuelto por su componente orgánico, incrementan la concentración de fósforo total.

26 Dureza Las aguas duras imposibilitan el efecto adecuado de jabones en las aguas de uso doméstico. Sus valores altos ocasionan incrustación y corrosión en las tuberías o equipos metálicos industriales o redes de acueducto. En aguas de teñido originan manchas en las telas.

27 Fósforo total Puede ser utilizado como indicador de cantidad de detergentes sintéticos vertidos a una corriente, ya que éstos poseen entre el 12 al 13% de fósforo en sus formulaciones.Desde el punto de vista de la eutroficación de cuerpos de agua, el nivel crítico es aproximadamente 0,01 mg/L

28 Grasas y aceites

En aguas superficiales ocasionan películas que interfieren en la transferencia de oxígeno atmosférico. En cantidades excesivas disminuyen la eficiencia de los tratamientos biológicos. Originan taponamientos de las redes de alcantarillado, por su adherencia a las paredes del tubo. Su presencia disminuye notablemente la calidad estética del cuerpo del agua. Generalmente están asociadas a la presencia de hidrocarburos por su insolubilidad en el agua.


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29 Hidrocarbu-ros

Están englobados dentro de las grasas y aceites. Sin embargo, por su importancia y efectos ambientales se deben determinar independientemente. Generan olores fuertes y deterioro estético de los cuerpos de agua. Su presencia origina incremento de la DBO, alteran los procesos biológicos e impiden el intercambio del oxígeno gaseoso.

30 Hierro total Aguas con altos contenidos de este metal, al entrar en contacto con el aire, se puede precipitar, originando sólidos sedimentables, y coloración de las aguas. Su presencia imposibilita el uso del agua en algunas actividades industriales y posibilita el crecimiento de las bacterias del hierro (crenothrix), que causan taponamiento en las tuberías de acueducto.

31 Magnesio El contenido de dureza está asociado al contenido de magnesio, la formación de incrustaciones y propiedades corrosivas del agua.

32 Manganeso En pequeñas cantidades produce manchas muy intensas en por-celanas y muebles sanitarios. Su oxidación posibilita la formación de precipitados, generando turbiedad y disminución de la calidad estética de los cuerpos de agua.

33 Nitratos Este parámetro presente en aguas puede causar metahemoglobina (color azul de la piel) en los infantes alimentados con leche prepa-rada. La enfermedad es producida por reducción de los nitratos a nitritos dentro del sistema digestivo de estos niños.

34 Nitritos En aguas superficiales crudas, las huellas de nitrito indican con-taminación. Debido a que el nitrito es formador de ácido nitroso en solución áci-da, cuya mezcla con aminas secundarias forma las nitroso-aminas (cancerígenas), debe tener un cuidadoso control.

35 Nitrógeno amoniacal

La descarga de este parámetro a los cuerpos de agua puede reducir sus niveles de oxígeno disuelto, en especial, cuando sus tiempos de residencia son altos.

36 Nitrógeno orgánico

La presencia de N amoniacal y orgánico en aguas indica una reciente contaminación, por lo que ofrecen mayor peligro para la salud pública.

37 Oxígeno disuelto (OD)

Es una de las pruebas más simples e importantes, para determinar por su concentración la contaminación de corrientes o los cuerpos de agua.Es una de las condiciones más importantes para que exista creci-miento y reproducción de una población normal de peces y otros organismos acuáticos.


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38 Sulfatos Los sulfatos, al mezclarse con iones de calcio y magnesio en aguas de consumo humano, producen un efecto laxante. En aguas resi-duales al entrar en contacto con el concreto inducen la formación de cristales de sulfato aluminato que originan una expansión del material que destruye su textura. Bajo la acción de bacterias anaerobias los reducen hasta la formación de sulfuros, que luego en condiciones aeróbicas favorecen la formación de ácido sulfúrico, con los problemas de olor y corrosión asociados a estos compuestos.

39 Sulfuros Son grandes causantes de olores y disminución del pH. Es un estado intermedio de la reducción de los sulfatos bajo condiciones anaeróbicas y bacterias sulfurosas. Atacan directamente los metales e indirectamente la corrosión de tuberías. Es tóxico para los peces y otros organismos acuáticos.

40 Salinidad Es una propiedad importante para las aguas naturales e indus-triales. Originalmente fue concebida como una medida la masa de sales disueltas. Su determinación inicialmente se hacía por secado y pesado de las sales, pero presenta dificultades por las pérdidas de algunos compuestos. Actualmente, la salinidad se determina indirectamente por la medida de propiedades físicas del agua tales como la conductividad, la densidad y la velocidad del sonido. A través de relaciones empíricas con las propiedades físicas se de-termina la salinidad de las aguas. La precisión de la determinación de las propiedades físicas, determina la precisión de la medida de salinidad. En orden de precisión el método estándar recomienda: 1) la conductividad, 2) la densidad y 3) la velocidad del sonido en el agua. Aunque la conductividad tiene la mayor precisión, ella sólo responde a los iones disueltos. La densidad del agua, aunque menos precisa, incluye todas las sales disueltas.

41 Zinc Es un elemento esencial para las plantas y animales, pero en elevadas concentraciones es tóxico para algunas especies de la vida acuática. En aguas alcalinas pueden originar opalescencia en concentraciones de 5 mg/L. Su presencia es un indicador de descargas contaminantes industriales.

F. Metales pesados básicos


42 Aluminio En las corrientes de los EE. UU., se encuentran valores de 400 µg/L. En aguas de consumo debe estar en 54 µg/L y en aguas subterráneas se encuentra en valores menores de 0,1 µg/L. Los minerales principales asociados al aluminio son la bauxita


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F. Metales pesados básicos


y óxidos de aluminio que son usados como abrasivos. Se usa en intercambiadores de calor y construcción de partes de aviones, contenedores y en material de construcción. El sulfato de alu-minio se usa en la potabilización del agua como floculante. A valores mayores de 1,5 mg/L constituye un tóxico peligroso en los ambientes marinos. La Organización Nacional de Alimentos recomienda un valor máximo de 5 mg/L en aguas para riego. Para aguas de consumo la Environmental Protection Agency, por sus siglas en inglés (EPA) recomienda concentraciones máximas permisibles de 0,05 mg/L.

43 Arsénico La contaminación por As aparece asociada a la fabricación o utilización de herbicidas o pesticidas. Obstaculiza reproducción celular. Los tejidos de muchos organismos lo acumulan, por tanto, sus efectos dañinos pueden durar un tiempo cuando la concentración es baja, pero a pesar de ello es mortal.

44 Cadmio Es especialmente peligroso ya que se puede combinar con otras sustancias tóxicas. Afecta principalmente a los micromoluscos (no se desarrolla la concha). Produce graves enfermedades cardiovas-culares en el hombre, además, es un irritante gastrointestinal.

45 Cobre Su toxicidad sobre los organismos acuáticos varía con la especie, características físicas y químicas del agua, como temperatura, dureza, turbiedad y contenido de CO2.

46 Cromo Su toxicidad varía con el tipo de peces, con la temperatura y el pH del agua, así como también con su estado de oxidación, siendo el Cr6+ el más nocivo. Las sales de cromo imparten una coloración en el agua.

47 Mercurio Cuando está presente en agua de consumo de una u otra forma in-vade el cuerpo humano a través de los tejidos de la piel o ingestión de comida, preparada con dicha agua. Debilita progresivamente los músculos, pérdida de la visión, deteriora otras funciones cerebrales, genera parálisis eventual, estado de coma o muerte.

48 Níquel En bajas concentraciones es vital para el desarrollo de plantas y animales, pero en elevados valores causan problemas graves en la salud humana.

49 Plomo Compuesto tóxico acumulativo en el cuerpo humano. Produce una variedad de síntomas en los tejidos vulnerables. Cuando el agua está contaminada con sales de plomo, se le forma a los peces una película mucosa coagulante, primero sobre las agallas y luego sobre todo el cuerpo, causándoles sofocación.

Fuente: Informe “Identificación de alternativas para análisis de contaminantes ambientales” . Área Metropolitana del Valle de Aburrá.


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2.1 Para el siguiente análisis de agua: a) realizar un balance iónico y dibujar un diagrama de barras, b) listar las sustancias que hipotéticamente pueden estar presentes en la muestra de agua y, c) determinar la dureza carbonácea y no carbonácea

Bicarbonato = 190 mg/L Potasio = 3 mg/L

Calcio = 42 mg/L Sodio = 8 mg/L

Cloruros = 14 mg/L Sulfatos = 28 mg/L

Magnesio = 19 mg/L

Respuesta:

a) Σ aniones = Σ cationes = 4,08 meqv/L

b) Ca(HCO3)2= 2,1 meqv/L


MgSO4 = 0,55 meqv/L

Na2SO4 = 0,03 meqv/L

NaCl = 0,32 meqv/L

KCl = 0,08 meq/L

c) DC = 170 mg/L CaCO3; DNC = 73,2 mg/L CaCO3

2.2 Para el siguiente análisis de agua, determinar: a) acidez mineral, b) dureza total y c) alcalinidad total y d) la dureza carbonácea. El pH de la muestra es 4,8.

OH- = 10 mg/L Fe2+ = 3 mg/L

CO32- = 60 mg/L Mg2+ = 24,5 mg/L

PO43- = 0,3 mg/L Na+ = 10 mg/L

Respuesta:

a) Cero

b) DT = 106,2 mg/L CaCO3

c) Alcalinidad total = 129,5 mg/L CaCO3

d) DC = 106,2 mg/L CaCO3

2.3 Una muestra de agua reporta una alcalinidad total de 185 mg/L como CaCO3 y una dureza total de 215 mg/L como CaCO3. Adicionalmente, el reporte incluye los siguientes aniones y cationes:


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Mg2+ = 15,8 mg/L Cl- = 10 mg/L

Na+ = 8 mg/L NO3- = 1 mg/L

SO42- = 28,6 mg/L

Determinar: a) el balance iónico, b) listar las sustancias que hipotéticamente pueden estar presentes en la muestra de agua.

Respuesta:

a) Σ aniones ≅ Σ cationes ≅ 4,6 meqv/L

b) Ca(HCO3)2= 3 meqv/L


MgSO4 = 0,6 meqv/L

NaNO3 = 0,016 meqv/L

NaCl = 0,28 meqv/L

2.4 Asumir que el análisis de calidad del agua de una fuente superficial dio los siguientes resultados:

Ca2+ = 90 mg/L Mg2+ = 30 mg/L

Na+ = 72 mg/L K+ = 6 mg/L

Cl- = 100 mg/L SO42- = 225 mg/L

HCO3- = 165 mg/L

Determinar: a) el balance iónico, b) la alcalinidad total y la dureza total c) sólidos disueltos totales

Respuesta:

a) Σ aniones ≅ Σ cationes ≅ 10,24 meqv/L

b) Alcalinidad = 135,3 mg/L como CaCO3; Dureza total = 348 mg/L como CaCO3

c) Sólidos disueltos totales = 688 mg/L

2.5 Determinar la DBOC, DBN y DBO total de un agua residual que tiene la siguiente composición:

50 mg/L de fenol, C6H5OH

12 mg/L de nitrógeno amoniacal, NH4+

100 mg/L de glicina, CH2(NH2)COOH

Respuesta:

DBOC = 183 mg/L; DBON = 128 mg/L; DBO total = 311 mg/L


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[1] CANTER, Larry. Manual de Evaluación de Impacto Ambiental. Mc. Graw Hill. España. 1998.

[2] EPA. Office of Water. National Recommended Eater Quality Criteria-Correction. Abril de 1999. Informe 2, ítem 1.4, p. 18.

[3] Instituto Nacional de Ecología. Norma Oficial Mexicana. Límites Máximos Permisi-bles de Contaminantes en las Descargas de Aguas Residuales a Cuerpos Receptores y a los Sistemas de Drenaje y Alcantarillado Urbano y Municipal. Junio 28 de 1993. (NOM-PA-CCA-031/93).

[4] Metcalf and Eddy, Inc., Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, and Reuse, McGraw-Hill Book Co., New York, 1979.

[5] MORRIS, Levin y GEALT, Michael. Biotratamiento de Residuos Tóxicos y Peligrosos. España. Mc. Graw Hill. 1997.

[6] Sociedad de Ingenieros Químicos de la UPB. Empresas Públicas de Medellín. Se-minario EL AGUA. Un reto para la industria. Medellín, octubre 19 al 22 de 1994. Memorias.

[7] Standard Methods for the Examination of Water and Wasterwater Works Associa-tion, Water Pollution Control Federation. 20 ed. New York, 1998.

[8] THOMANN V., MUELLER John. Principles of Surface Water Quality Modeling and Control. Harper & Row, New York, 1987.

[9] TRUJILLO, Julián. Contaminación Ambiental. Departamento de Química. Univer-sidad de Antioquia, Santa Coloma. 1972.

[10] Water Quality Assessment. Edited by Chapman & Hall. Inglaterra 1992.

[11] XX Congreso Colombiano de Ingeniería Química. Tecnologías Limpias para el Nuevo Milenio. Santiago de Cali, agosto 4-6 de 1999.

CAPÍTULO Introducción a la toxicología acuática

3

3.1 GENERALIDADES SOBRE TOXICOLOGÍA ACUÁTICA

3.2 CLASIFICACIÓN DE LOS TÓXICOS

3.3 LOS BIOENSAYOS

3.4 TOXICIDAD AGUDA Y CRÓNICA

3.5 EVALUACIÓN DE LOS RESULTADOS DE TOXICIDAD

3.5.1 Unidades de toxicidad

3.5.2 Aplicación de los resultados de los ensayos de toxicidad

3.5.2.1 Aplicación de los datos para la protección contra la toxicidad aguda.

3.5.2.2 Protección contra la toxicidad crónica


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CAPÍTULO 3

Introducción a la toxicología acuática

Debido al enfoque dado a este libro, el propósito de este capítulo no es presentar una profunda disertación o tratado sobre el tema de la toxicología acuática, tema sobre el cual se han escritos textos extensos. Simplemente lo que se quiere es dotar al lector de los conocimientos básicos sobre toxicología acuática, intro-ducirlo en el tema y animarlo a que profundice en él. Se recomienda la revisión de las referencias 1 y 2 del presente capítulo.

3.1 GENERALIDADES SOBRE TOXICOLOGÍA ACUÁTICA

Durante su ciclo natural el agua, por diferentes razones, puede llegar en contacto con numerosas sustancias químicas. Estas sustancias químicas se consideran “tóxicas” cuando a una determinada concentración y tiempo de exposición producen efectos adversos a la especie humana o la biota acuática (ecosistema). Esto significa que la mera presencia de un químico en el agua no implica la presencia de toxicidad.

El problema del contenido de sustancias químicas en el agua se concentra en la transferencia potencial del químico a los humanos la cual puede ocurrir básicamente por dos vías:i) La ingestión del químico directamente del sistema de abastecimiento del

agua.ii) La ingestión del químico a través del consumo de alimentos acuáticos conta-

minados (por ejemplo, peces, crustáceos, etc.), o del consumo de alimentos que usan como fuente organismos acuáticos en su preparación.

La preocupación en general recae principalmente en los efectos desconocidos de la ingestión de químicos en el cuerpo humano en sí. Física y fisiológicamente, se tiene certeza sobre su potencial para producir cáncer, tumores y defectos genéticos.

En vista de lo anterior, el problema de la presencia de las sustancias quí-micas en el agua es único en calidad del agua en el sentido de que su impacto sobre la salud pública es percibido como directo e individualizado. Este hecho contrasta con los efectos producidos por los contaminantes convencionales


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que básicamente afectan el ecosistema acuático y prácticamente no generan problemas de salud pública.

En general, la presencia de sustancias tóxicas en el agua puede interferir en usos deseables del agua tales como:

• La acumulación de metales y químicos orgánicos en los peces impide la pesca como fuente de alimentos.

• La formación de trihalometanos en el tratamiento del agua impide el uso del agua para consumo humano.

• La presencia en agroquímicos en las aguas de escorrentía puede contaminar las aguas subterráneas y superficiales.

• El lixiviado producido en sitios de disposición de desechos químicos puede contaminar las aguas subterráneas y superficiales.

El problema de calidad del agua generado por las sustancias químicas se puede resumir como la descarga de químicos en los cuerpos de agua, lo cual resulta o genera concentraciones en el agua o en la cadena alimenticia de niveles tales que son tóxicos desde el punto de vista de salud pública (humanos) o para el ecosistema en sí, y por lo tanto, interfiere en el uso benéfico del agua para consumo humano y pesca, e inestabiliza el ecosistema.

El enfoque principal en el análisis de sustancias químicas tóxicas en aguas naturales es la evaluación del impacto potencial de dichas sustancias sobre la población humana expuesta y sobre el ecosistema acuático. Para la descarga de una única sustancia química, las concentraciones calculadas pueden ser comparadas con datos toxicológicos para evaluar el impacto de dicha sustancia. No obstante, cuando varias sustancias químicas están presentes en el cuerpo de agua, la interacción toxicológica entre estas sustancias (efluente) puede invalidar los datos de toxicidad de las sustancias aisladas. Además, la elaboración de un inventario completo de las sustancias químicas presentes y sus concentraciones individuales puede resultar difícil o imposible de realizar. Para estos casos, llega a ser útil la determinación de la toxicidad total de las descargas al cuerpo de agua y también la del cuerpo de agua mismo. Esta medición de toxicidad puede emplearse para evaluar el significado de cada descarga en el cuerpo de agua. También es factible utilizarla como variable de calibración en un modelo de toxicidad. En conclusión, en este capítulo el término toxicidad está aplicado a la toxicidad ocasionada por un efluente en su conjunto (la interacción de varias sustancias a la vez) y no por el efecto de una determinada sustancia química.

3.2 CLASIFICACIÓN DE LOS TÓXICOS

Existen muchas formas para agrupar los tóxicos en diferentes categorías. Por ejemplo, se pueden agrupar de acuerdo con su función (pesticidas, productos

inTrOdUCCión A LA TOxiCOLOgÍA ACUáTiCA

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para el aseo, etc.), o teniendo en cuenta su asociación con un proceso industrial (agricultura, textil, refinería del petróleo, etc.).

La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA, por sus siglas en inglés) ha categorizado las sustancias químicas en lo que ha llamado “contaminantes prioritarios” . La lista de contaminantes prioritarios o sustancias de interés sanitario contiene 129 compuestos químicos orgánicos e inorgánicos sin incluir las sustancias radioactivas.

Dado que nombrar las 129 sustancias se escapa del alcance de este libro, para efectos prácticos, las sustancias tóxicas se pueden agrupar de la siguiente manera:

Metales. Por ejemplo mercurio, cadmio, plomo, selenio, etc., resultantes de actividades industriales como la manufactura de pilas, minería, “cromando” y “niquelado” de metales, refinería, etc.

Químicos industriales. Se agrupan en esta categoría los miles y miles de sustancias utilizadas en procesos industriales como plastificadores (alquil talatos), solventes (bencenos clorados) y ceras (parafinas cloradas).

Pesticidas. Generalmente son hidrocarburos clorados que cuando están presentes en el agua son rápidamente asimilados por los animales acuáticos entrando de esta manera a hacer parte de la cadena alimenticia. Tienen la ca-racterística de que son persistentes en los suelos y los sedimentos. Su origen en el agua se debe a su aplicación en la agroindustria y desechos industriales. Actual-mente la EPA tiene prohibido el uso de Aldrin, DDT, Endrin, Heptacloro, Lindano y Clorano.

PCB. Con este nombre genérico se designan a todos los bifenoles policlorados. Son usados en la transmisión de energía como capacitores y en la fabricación de transformadores. Otros productos industriales que utilizan PCB entre sus componentes están las pinturas, los plásticos y los insecticidas.

Los PCB entran en la cadena alimenticia prácticamente de la misma manera como todos los hidrocarburos clorados.

Fenoles. Estos compuestos se utilizan ampliamente en varios procesos in-dustriales. Entre los más conocidos están: la producción de polímeros sintéticos, industria del teñido, pigmentos, herbicidas y pesticidas.

La toxicidad de los fenoles aumenta con el grado de cloración de la molécula de fenol. Aún en bajas concentraciones, causan olores y sabores al agua; son difí-ciles de remover y en primates (micos) se ha comprobado que son cancerígenos.

Sustancias radiactivas (no incluidas en la lista de los 129 contaminantes prioritarios). Resultan de la generación de energía nuclear, producción de armas


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nucleares y fabricación de materiales radioactivos para usos industriales. Incluye sustancias como estroncio-90, plutonio-239/2240 y cesio-137.

3.3 LOS BIOENSAYOS

Para el estudio de los efectos adversos de una sustancia pura o de una mezcla compleja (efluente) sobre la biota, se han estandarizado técnicas bajo condiciones controladas de laboratorio. El tipo de prueba varía de acuerdo con el tiempo de exposición y la forma de adicionar la sustancia. Por ejemplo, mientras los ensayos de toxicidad buscan establecer los efectos tóxicos de una sustancia, las pruebas de bioacumulación pretenden establecer el factor de bioacumulación.

A pesar de las dificultades para extrapolar los resultados de laboratorio a los ambientes naturales, los ensayos de toxicidad han adquirido una enorme importancia en los últimos años debido a la necesidad de determinar los riesgos ambientales y de proteger los recursos acuáticos y la salud humana.

La fijación en la legislación ambiental de estándares de calidad o de concen-traciones máximas permisibles de las sustancias que degradan los ecosistemas naturales implica el desarrollo de pruebas de laboratorio donde se exponen organismos a la acción de sustancias xenobióticas con el objeto de cuantificar los efectos que sobre aquellos se producen.

Los ensayos de toxicidad juegan un papel muy importante en el manejo de los recursos naturales y más particularmente en el estudio y control de la calidad ambiental, ya que a través de éstos se crean las bases para legislar sobre las concentraciones permisibles de las sustancias xenobióticas. Por medio de los bioensayos también es posible simular condiciones futuras, con lo cual el investigador está en capacidad de adelantarse a los hechos evitando así graves consecuencias ambientales.

Adicionalmente, mediante los bioensayos se pueden evaluar diferentes efluentes, para posibilitar la comparación de la acción de diversos tóxicos o incluso tratamientos, y definir procesos o controles que ocasionen un menor deterioro ambiental.

En términos generales, se define como un bioensayo a una prueba en la cual un tejido viviente, un organismo o un grupo de organismos, es usado como un reactivo para determinar la fuerza de alguna sustancia fisiológicamente activa.

Existen numerosas clasificaciones para los diversos tipos de bioensayos. En forma general, según el objetivo de los bioensayos, se distinguen los siguientes tipos:

• De toxicidad (ecotoxicidad). Se estudian los efectos de una sustancia o una mezcla compleja sobre el comportamiento o la reproducción, el crecimiento o la sobrevivencia de los organismos indicadores.


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• De bioacumulación. Se evalúa el potencial de bioacumulación de xenobióticos en los tejidos orgánicos.

• De bioestimulación. Se evalúa el efecto de una sustancia sobre el crecimiento poblacional en productores primarios.

• Crecimiento corporal. Se evalúa el efecto sobre la tasa de crecimiento indi-vidual.

• Respuesta de la comunidad (in situ): Se evalúa el efecto sobre la estructura y composición de las comunidades.

De acuerdo con el manejo que se le dé a la mezcla de agua y tóxico, los bioensayos pueden también ser catalogados como:

• Estáticos, sin renovación.

• De recirculación

• De recambio

• De flujo continuo y de mezcla

Según su duración (plazo), se clasifican en corto, mediano y de largo tiempo. Mientras los bioensayos de exposición corta únicamente analizan efectos inme-diatos, los de mediana y especialmente de larga exposición son más realistas en la medida que evalúan alteraciones menos visibles pero igualmente evidentes como la tasa de reproducción, de crecimiento corporal o metabólica, así como la esperanza de vida o anomalías de comportamiento y genéticas, todas ellas fundamentales en la supervivencia individual y de la especie, y que pueden manifestarse de manera posterior a la realización de una prueba de corto tiempo y, por lo tanto, pasar desapercibidas al investigador.

Particular atención merecen los ensayos para estudiar sustancias volátiles o de rápida descomposición, adsorción y sedimentación. Aunque generalmente las pruebas de toxicidad con estas sustancias se realizan mediante procesos de flujo continuo con el objeto de mantener constante su concentración, esto no significa que descargas de aguas residuales cargadas con sustancias de este tipo no pueden ser estudiadas mediante bioensayos estáticos pues los fundamentos de los supuestos implícitos en la prueba son quienes determinan uno u otro.

Si un tóxico ingresa en forma ocasional a un recurso hídrico, el ensayo estático simula esas condiciones pues permite una libre evolución al tóxico. En contraste, en una prueba con recambio o flujo continuo se mantiene constante la concentración del tóxico y semeja la descarga permanente de un vertimiento.

La mayoría de ensayos llevados a cabo en el mundo corresponden a zonas templadas y la utilización de sus conclusiones hacia ecosistemas tropicales se


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ve restringida porque el incremento en la temperatura aumenta la toxicidad y la persistencia de los químicos y la tasa de respiración de las especies acuáticas. Paralelamente, la solubilidad del oxígeno decrece con el incremento de la temperatura, lo que significa un efecto de sinergismo doble de la temperatura. Para los contaminantes que, además de su toxicidad, generen alta demanda bioquímica de oxígeno el problema es aún más complejo.

La relación entre la concentración de un contaminante y el porcentaje de respuesta de un grupo de organismos de igual especie que ha sido expuesta a él se conoce en el campo de los bioensayos como relación dosis-respuesta, y corresponde a un modelo estadístico sigmodal.

Con los ensayos de bioacumulación y autodepuración se someten organismos a concentraciones subletales durante un determinado tiempo. Posteriormente se les mide la concentración en algunos tejidos, lo que se conoce como bioacumu-lación; se retornan a un medio libre del contaminante y transcurrido otro lapso de tiempo se vuelve a medir la concentración del tóxico en los organismos. Con ello se determina si el químico persiste, se biomagnifica en la cadena alimenticia o, por el contrario, se libera nuevamente al medio natural.

En el campo de la toxicología acuática, Colombia no posee una gran tradición y sólo hace aproximadamente 20 años se inició el montaje de un laboratorio especializado en el Instituto de Investigaciones Pesqueras del INDERENA en Cartagena. En la Universidad de Antioquia se han realizado bioensayos para evaluar la calidad del agua en el embalse Porce II.

En general los ensayos de toxicidad tienen aplicación en casos como:

• Estudios sobre los efectos tóxicos de los contaminantes sobre un organismo específico.

• Estudios sobre los efectos tóxicos de los contaminantes sobre un determinado cuerpo de agua.

• El establecimiento de la máxima concentración permisible en el agua de una sustancia tóxica.

• Determinación de la efectividad de los procesos de tratamiento de aguas residuales.

• Establecimiento de los límites autorizados de descargas efluentes.

• Determinación del cumplimiento de la legislación ambiental.

Con respecto a los bioindicadores o biomonitores, por ejemplo, dentro de las especies recomendadas para ensayo en los métodos de determinación de la toxicidad acuática aprobados en la Unión Europea, se tiene:


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• Algas: Scenedesmus subspicutus, Selenastrum capricornutum, Chlorella vulgaris.

• Crustáceos: Daphnia magna, D. Pulex, Ceriodaphnia dubia. (pulgas de agua).

• Peces: Oncorhynchus mykiss (trucha arcoiris), Brachidario rerio (pez cebra), Pimephales promelas (Fathead minnow, pez cabeza gorda), Ciprinus carpio (carpa común), Oryzias latipes (Pez Medaka), etc.

3.4 TOXICIDAD AGUDA Y CRÓNICA

Las pruebas de toxicidad aguda y crónica son las más empleadas en estudios sobre toxicidad acuática y se diferencian básicamente en el nivel y la duración de la exposición.

En los ensayos de toxicidad aguda, se expone al organismo prueba a con-centraciones de la sustancia tóxica que garanticen una respuesta en un corto tiempo en relación con el ciclo de vida. Dado que la duración del ciclo de vida varía según la especie, la extensión de la prueba difiere entre 48 y 96 horas o incluso se puede prolongar por dos o tres semanas.

A pesar de que una de las mayores críticas a los ensayos de toxicidad aguda es que altas concentraciones de contaminantes no se presentan frecuentemente en los ambientes acuáticos, esta técnica permite inferir las fuentes principales de contaminación, establecer el valor antibiótico de efluentes industriales y domésticos y usar factores de aplicación para estimar niveles de seguridad. Además, este tipo de ensayos constituyen una herramienta adecuada para esta-blecer la sensibilidad relativa de los organismos, pero poseen una aplicabilidad ecológica limitada debido a que no se consideran algunas variables biológicas como el crecimiento y la natalidad que requieren tiempos de observación a más largo plazo.

La toxicidad crónica hace referencia generalmente a pruebas de mediano y largo tiempo, donde se estudian efectos subletales de alteraciones metabólicas como respiración, fotosíntesis, crecimiento, reproducción, comportamiento u otros, a través de una o varias generaciones de organismos, que están o han sido expuestos a sustancias tóxicas.

Los estudios de toxicidad crónica incluyen, además, pruebas de bioacumu-lación y autodepuración, así como de crecimiento poblacional, lo que demuestra el amplio espectro de pruebas que pueden ser incluidas con este nombre. Las pautas por seguir en este tipo de bioensayos son, por lo tanto, muy variadas, dependiendo del objetivo de la investigación.


▪ 100

La selección, determinación taxonómica y mantenimiento bajo condiciones de laboratorio de las especies por probar son aspectos fundamentales para la correcta ejecución de los ensayos y la confiabilidad de los resultados. Adicional-mente, la validez estadística de los datos exige la utilización de un número de ejemplares relativamente alto, y especialmente en peces, se emplean ejemplares de talla reducida.

En general, los requerimientos para la selección de las especies estándar incluyen una serie de aspectos difíciles de encontrar en un solo organismo. Entre estos, se citan en la literatura especializada los siguientes:

• Amplia distribución geográfica y representatividad ecológica del área. Esto implica una disponibilidad permanente y un buen desarrollo de las pobla-ciones.

• Reducida variabilidad genética y uniformidad de las poblaciones por ensayar.

• Baja variabilidad en la tolerancia a tóxicos y alta sensibilidad.

• Buen conocimiento biológico y ecológico de la especie.

• Aceptable adaptabilidad del organismo a condiciones de laboratorio.

Exceptuando algunas especies de Daphnia, no existen en Colombia orga-nismos estándar para ensayos de toxicidad. Esta situación es particularmente crítica en el caso de especies ícticas y constituye un obstáculo para el avance de esta disciplina en el país.

Es importante iniciar la reflexión sobre la necesidad de avanzar en el proceso de búsqueda de organismos autóctonos como estándares y en la unificación de procedimientos para la realización de ensayos de toxicidad en el ámbito nacional. Es indiscutible que la identificación de estándares, especialmente peces, exige un buen conocimiento sobre su autoecología. La carencia de información sobre la biología reproductiva y sobre el comportamiento de los peces bajo condiciones de laboratorio constituye un gran obstáculo para la determinación de especies potencialmente utilizables en ensayos de toxicidad.

Es evidente que los requerimientos que deben cumplir los organismos están-dar, definidos a escala internacional, son difíciles de reunir en una sola especie. No obstante, la gran diversidad de nuestro país y el avance en el conocimiento de los paquetes tecnológicos para la reproducción artificial de algunos peces favorecen el hallazgo de especies estándar en los órdenes regional y nacional.

Es necesario iniciar la búsqueda de especies con ciclos de vida más cortos, que permitan también su utilización en pruebas de toxicidad crónica. Podría


▪ 101

pensarse que una alternativa teórica es la selección de algunas formas orna-mentales nativas de los Llanos Orientales.

Es fundamental comenzar el proceso de estandarización de los métodos de laboratorio y adoptar un sistema de control de calidad entre las instituciones que podrían realizan actualmente ensayos de toxicidad en Colombia.

La normativa ambiental de Colombia y específicamente de los límites máxi-mos permisibles de sustancias tóxicas en los ambientes acuáticos está basada en criterios foráneos, que deben ser reformulados a partir del conocimiento de la sensibilidad real de algunos elementos de la biota autóctona. Para esto es necesario poseer resultados confiables sustentados en pruebas de toxicidad realizadas bajo condiciones estándar.

3.5 EVALUACIÓN DE LOS RESULTADOS DE TOXICIDAD

Como se explicó anteriormente, los ensayos de toxicidad reportan los resultados de dos maneras: toxicidad aguda y toxicidad crónica.

La toxicidad aguda produce efectos rápidamente (48 a 96 horas). El térmi-no aguda viene referido al concepto de ser una respuesta corta y no implica necesariamente la muerte de la especie. Se denomina LC50 a la concentración del efluente que produce una mortalidad del 50% de la población del ensayo, mientras que la EC50 es la concentración del efluente que produce efectos ne-gativos apreciables en el 50% de la población.

La toxicidad crónica es el efecto de la toxicidad que se mantiene durante un período más o menos largo de tiempo, a menudo, del orden de la décima parte de la vida media de la especie o incluso superior. Los efectos crónicos incluyen la muerte, la reducción en el crecimiento o la reducción en la tasa de reproducción. La CENO (concentración de efectos no observados) es la mayor concentración continuada medida de un efluente para la cual no se observa reacción crónica alguna en las especies ensayadas.

Cuando no se dispone del valor de la CENO, sino que se tienen solamente EC50 o LC50, se estima la primera a partir de la relación empírica:

CENO = EC50/10 ó LC50/10

Los datos de toxicidad se analizan empleando procedimientos estadísticos, básicamente. El método más simple para encontrar la LC50 es el método gráfico denominado Probit que se ilustra en el ejercicio 3.1, mientras que para la toxi-cidad crónica se emplean análisis de varianza y la comparación de múltiples medios de Duncan.


▪ 102

Es importante anotar que cuando se hacen pruebas de toxicidad a un efluente y no a una sustancia química en particular, los valores de las concentraciones resultantes se expresan en porcentaje (concentración en volumen). Por ejemplo, una LC50 de 6% para un efluente significa que la muestra fue preparada con 6 partes del efluente y completada a un volumen de 100 partes y que para dicha dilución se apreció la muerte del 50% de los organismos indicadores.

Ejercicio 3.1 Análisis de los datos de toxicidad (Método Probit)

• Determinar los valores de LC50 a 48, 60 y 96 horas, en porcentaje en volumen, para los datos que se presentan en el cuadro anexo.

Concentración del desecho (%

volumen)

No. Organismos

No. Organismos sobrevivientes

24 h 60 h 96 h

12 20 8 2 0

10 20 10 5 0

8 20 13 8 0

6 20 16 11 0

4 20 20 16 5

2 20 20 20 14

Solución:

Dado que los ensayos de toxicidad siguen un modelo dosis-respuesta sig-modal, la LC50 se determina utilizando un papel de probabilidad siguiendo el siguiente procedimiento.

1. Calcular los porcentajes de los organismos que murieron.

Concentración del desecho (% volumen)

No. Organismos

(%) Organismos muertos

24 h 60 h 96 h

12 20 60* 90 100

10 20 50 75 100

8 20 35 60 100

6 20 20 45 100

4 20 0 20 75

2 20 0 0 30

* Ejemplo de cálculo: % organismos muertos a las 24 h = (20-8)*100/20 = 60%


▪ 103

2. Representar gráficamente la concentración de agua residual en porcentaje de volumen (escala logarítmica), frente al porcentaje de animales que sobrevivieron el ensayo (escala de probabilidad), tal como se muestra en la figura E3.1.

3. Ajustar los puntos a una recta, acentuando la importancia de los puntos situados entre los porcentajes de mortalidad 16 y 84.

4. Para la curva de 48 h, como no se realizaron observaciones a esta hora, se interpola la línea entra los resultados para 24 y 60 h.

Figura E3.1 Cálculo de LC50 para el ejercicio 3.1 Fuente: elaboración propia.

5. Calcular la concentración del agua residual empleando el percentil 50. De acuerdo con la figura E3.1, los valores estimados de LC50 son 8,3% para 48 h, 6,5% para 60 h y 3,5% para 96 h.

Comentario. Las estimaciones del valor de LC50 obtenidas por métodos gráficos suelen coincidir bastante con los valores que se obtienen con métodos de análisis más complejos. Es conveniente resaltar que no es posible establecer límites de confianza para los métodos gráficos de análisis.

–v–

3.5.1 Unidades de toxicidad

Dado que los ensayos de toxicidad generalmente se realizan en el laboratorio, es necesario pasar los datos de toxicidad a las condiciones de campo o reales. Para ello se ha implementado el concepto de unidades de toxicidad (UT). La


▪ 104

UT representa el grado de toxicidad de un efluente o la concentración de una sustancia expresada como una fracción de la toxicidad medida (1/LC50). La toxicidad expresada en UT resulta más visual y los resultados más prácticos de interpretar ya que el valor numérico de las UT se incrementa con el aumento de la toxicidad. Por ejemplo, en el ejercicio 3.2 se observa cómo es más práctico expresar los resultados en UT que en dosis (LC50 ó CENO). La toxicidad más alta correspondió al valor más alto de UT (38,1 UTa) y no se tiende a escoger como más tóxico al efluente de mayor concentración (LC50 igual a 18,66).

Tanto las normas como los criterios de calidad están formulados basándose en las unidades de toxicidad.

Se define como UTa (unidad tóxica aguda) a la concentración verdadera medida o prevalente de un tóxico o sustancia en particular dividida por el umbral LC50 de dicha sustancia (por ejemplo, la concentración medida en un cuerpo de agua dividida entre la LC50). Para el caso de los efluentes, esta relación se calcula con referencia a la concentración inicial del efluente (la concentración real equivale al 100% del mismo).

Por ejemplo, para convertir una LC50 de 2,59 en UT, simplemente se dice: una dilución de 2,59 en 100 corresponde a 1 UT, para el 100% de la muestra, ¿a cuántas UT corresponderán? Lo anterior permite definir las UTa de la siguiente manera:

UT =100%

LCa50

(3.1)

Por otro lado, la UTc (unidad tóxica crónica) se define como el inverso de la dilución del efluente para la cual no se observa respuesta alguna en ninguno de los organismos al final del período de exposición crónica o continua.

UT =100%

CENOc (3.2)

En general, con base en los resultados de la toxicidad aguda y empleando las UTa, la clasificación de los efluentes se puede determinar de acuerdo con los valores presentados en la tabla 3.1; relaciones menores a 1 indican niveles no letales, y mayores a 1, valores letales.

Tabla 3.1 Clasificación de toxicidad basada en UTa

Toxicidad (UTa) LC50 Clasificación

>4 >25 Muy Tóxico

2 – 4 50 – 25 Tóxico

1,33 – 1,99 75 – 50 Moderadamente Tóxico

< 1,33 < 75 Ligeramente Tóxico


▪ 105

Fuente: http://www.bvsde.paho.org/bvsaidis/mexico13/068.pdf

Adicionalmente, se ha acostumbrado a expresar la toxicidad utilizando la relación entre la toxicidad aguda y la toxicidad crónica (ACR). De manera simple, se define la ACR como el cociente entre LC50/CENO. En la práctica, la relación ACR varía ampliamente dependiendo de las especies utilizadas en el bioensayo y de los tóxicos presentes, motivo por el cual este parámetro ha perdido últimamente validez para determinar la toxicidad de los efluentes.

Para el caso del efecto de mezclas de compuestos tóxicos cuyas unidades de toxicidad individuales son conocidas, se pueden estimar las unidades de toxicidad de la mezcla como la suma de las UT de cada compuesto. El valor de las UT también indica la dilución necesaria para alcanzar un nivel tóxico.

Ejercicio 3.2 Interpretación de los resultados de un ensayo de toxicidad

• Se realizó un ensayo de toxicidad utilizando tres diferentes especies de bio-indicadores. Con base en el cuadro anexo, analizar los resultados obtenidos.

Especie ExposiciónControl de

supervivencia (%)

Porcentaje de efluente

LC50 ó EC50

Mysidopis bahía 96 h 100 18,66

Cyprinodon variegatus 96 h 100 > 100

Champia parvula 48/148 h 100 2,59

CENO

Mysidopis bahía 7 d 82 6,0

Cyprinodon variegatus 7 d 98,8 15,0

Champia parvula 7 d 100 1,0

Solución:

1. Unidades de toxicidad aguda y crónica

Especie UTa UTc

Mysidopis bahía 100/18,66 = 5,36 16,67

Cyprinodon variegatus No aplica 6,67

Champia parvula 38,1 100

Como puede observarse, la especie más sensible corresponde a la especie Champia parvula porque obtuvo los valores más altos de las UT.

2. Clasificación tóxica


▪ 106

Como las UTa son mayores de 4, el efluente estudiado se puede considerar fuertemente o muy tóxico de acuerdo con la clasificación de la tabla 3.1

3.5.2 Aplicación de los resultados de los ensayos de toxicidad

Los criterios de calidad del agua aseguran la protección de los usos específicos del agua, estableciendo normas y límites para la presencia de tóxicos. Estos límites incluyen criterios cuantitativos (concentraciones permisibles de tóxicos), tem-porales (período de tiempo durante el cual se mantiene la concentración media de los agentes tóxicos en las aguas descargadas) y frecuenciales (expresando la frecuencia con que pueden ser sobrepasados los límites sin que ello produzca un impacto intolerable sobre la comunidad ecológica de las aguas receptoras).

Los criterios actuales sobre el control de la calidad del agua protegen los ecosistemas contra los efectos agudos por medio de los Criterios de Máxima Concentración (CMC) y frente a efectos crónicos a largo plazo por medio de los Criterios de Concentración Continua (CCC). Estos criterios suelen aplicarse una vez mezclados el efluente y las aguas receptoras. Los criterios habituales constan de una concentración límite, un período de tiempo de concentración mantenida y una frecuencia de retorno. Normalmente, la CMC hace referencia a la concentración media en cuatro días que no puede ser superada más de una vez cada tres años, mientras que la CCC es la concentración media horaria que no puede ser superada en más de una ocasión cada tres años.

3.5.2.1 Aplicación de los datos para la protección contra la toxicidad aguda.

Para proteger el agua contra los efectos agudos de la toxicidad, el CMC no debe exceder las 0,3 UTa de los resultados del ensayo más sensibles de los realizados, es decir, el CMC se calcula como:

CMC = UTa * FD ≤ 0,3 * UTa (3.3)

En la ecuación (3.3), FD corresponde al factor de dilución. En los vertimientos a lagos o al mar, el FD se define como la dilución alcanzada en el supuesto de que se den las peores condiciones ambientales en la zona cercana al lugar donde se produce el vertimiento, y donde la mezcla y la dilución del efluente se obtienen a partir del momento inicial y la aparición de la descarga sobre la superficie del agua. En los vertimientos a los ríos, se toma para el valor de FD la dilución que se alcanza en la frontera de la zona de mezcla. A partir de diversos ensayos de toxicidad de efluentes para períodos de exposición de 96 horas, se ha podido comprobar que el factor 0,3 cubre el 91% de los cocientes LC50/LC1, donde LC1 es la concentración del efluente que causa la muerte al 1% de la población del ensayo. Por lo tanto, para la protección frente a los efectos agudos, la CMC no deberá exceder el valor de 0,3UTa para la más sensible de las especies ensayadas. Ello quiere decir que el valor del CMC se aproxima al de LC1.


▪ 107

Para aclarar el concepto de la dilución o factor de dilución (FD) se ilustra el siguiente ejemplo: un efluente descarga en un río sus aguas residuales. Si por cada unidad de volumen de agua que vierte el efluente, el receptor tiene un volumen de agua 10 veces mayor en el sitio de descarga, se dice que la dilución es 1 en 10, es decir que FD es igual a 0,1.

3.5.2.2 Protección contra la toxicidad crónica

El criterio de concentración continua previene los efectos crónicos o a largo plazo en el entorno exterior de la zona inicial de mezcla, o zona de influencia de los vertimientos. Para conseguir la protección frente a los efectos crónicos, el CCC no debe exceder el valor de 1,0 UTc donde, UTc es el valor obtenido a partir de los resultados de los ensayos de la más sensible de entre al menos tres especies ensayadas.

CCC = UTc * FD ≤ 1.0 * UTa (3.4)

Para comprobar si se cumplen las condiciones establecidas por las normas, deben comprobarse los criterios de toxicidad (tanto UTa como UTc) expresados en unidades de toxicidad del efluente. La aplicación de estos criterios se ilustra en el ejercicio 3.3.

Ejercicio 3.3 Aplicación de los resultados de ensayos de toxicidad1

• Para un efluente tratado que se vierte en el mar, se consigue una dilución de 1:20. Se llevan a cabo ensayos de toxicidad con el efluente de la planta de tratamiento de aguas residuales empleando tres especies marinas. A partir de los resultados de los ensayos de toxicidad aguda y crónica que se proporcionaron en el ejercicio 3.2, se ha podido constatar que la Champia parvula es la especie que presenta mayor sensibilidad frente a la toxicidad aguda (2,59% de efluente) medido a partir del EC50 siendo también la especie más sensible frente a la toxicidad crónica (1,0 %) medida con base en la concentración de efecto no observado (CENO). Comprobar el cumplimiento ambos criterios el CMC y CCC.

Solución: 1. Chequeo del cumplimiento del criterio CMC

i) A partir de los datos correspondientes a la especie más sensible, se obtiene el número de unidades de toxicidad aguda (UTa) empleando la ecuación (3.1)

UTa = 100/LC50 = 100/2,59 = 38,6 unidades

1 Ejercicio adaptado de la referencia 6.


▪ 108

ii) El CMC establece que no se deben sobrepasar las 0,3 UTa (11,58) nece-sarias para el cumplimiento del criterio CMC. Como la dilución es 1 en 20, FD es igual a 1/20.

CMC = UTa * FD ≤ 0,3 UTa

38,6/20 ≤ 0,3 (38,6)

1,93 ≤ 11,58

El CMC (1,93) es considerablemente inferior a las 0,3 * UTa (11,58). Lo anterior significa que se cumple el criterio CMC, es decir, el ecosistema acuático está protegido contra la toxicidad aguda.

2. Chequeo del cumplimiento del criterio CCC

i) A partir de los datos correspondientes a la especie más sensible, se obtiene el número de unidades de toxicidad crónica (UTc) empleando la ecuación (3.2).

UTc/CENO = 100/1,0

ii) El criterio de concentración continua (CCC) establece que no se debe sobrepasar de 1,0 unidades de toxicidad crónica. Con FD igual a 1/20, el CCC es:

CCC = UTc*FD ≤ 1,0 UTc

100/20 ≤ 1,0(100)

5 ≤ 100

El CCC (5) es considerablemente inferior a las 1*UTc (100). Lo anterior significa que se cumple el criterio CCC, es decir, el ecosistema acuático está protegido contra la toxicidad crónica.

–v–

Ejercicio 3.4 Importancia de incluir las pruebas de toxicidad en un estudio de calidad del agua

• En un estudio de control de vertimientos a una corriente de agua, los resul-tados de la caracterización de diferentes tipos de industrias y dos colectores de aguas residuales (uno industrial y el otro doméstico) se incluyen en cuadro anexo. Las concentraciones están dadas en mg/L a excepción de los SSed están expresados en mL/L y la toxicidad en UT. Analizar el cumplimiento de los límites permisibles y la importancia de la toxicidad.


▪ 109

Descargas pH ToC NT PT SST DBO5 SSed UT DQO

Textiles

1 11,03 27,3 43,6 3,8 10.770 201 475 11,4 685,44

2 11 42,4 43,4 <0,12 53 2.024 0,1 775 4.334

3 7,59 33,5 17,8 9,02 52 87 0,5 1,16 483,84

4 8,3 30 6,48 7,24 61 181 0,1 14,6 1.048,3

5 7,93 23 33,7 4,37 47 120 0,4 5,3 403,2

Metalúrgica

6 1,67 31 18,1 <0,12 38 2010 0,2 1165 7.056

7 10 24 34 <0,12 34,5 11,1 1,5 26 100,8

8 7,4 29 13 0,13 13 21,1 0,1 7,8 81

Alimenticia

9 8,1 29,8 282 29,1 199 1406 0,5 254 1.774

Curtiembres

10 7,75 21,7 13,5 1,09 47,5 2010 1,1 20 3.306

Petroquímica

11 7,2 24,2 0,9 2,03 44 40 <0,3 2,4 61

Colector industrial

12 9,2 28 45,5 5,6 158 422 4,5 5,1 1.613

Colector doméstico

13 7,5 25 41,2 7,48 47,5 141 4 6,8 218

LMP 5 -10 40 40 20 125 125 2

LMP: Límite máximo permisible


Solución:

Como se observa en el cuadro de resultados, se han sombreado los parámetros de las diferentes descargas que no cumplen con los LMP establecidos. De las trece descargas evaluadas con los LMP, la descarga 1 no cumple con cinco parámetros, las descargas 2, 9, y 12 no cumplen con cuatro, la descarga 13 no cumple tres, las descargas 4, 6 y 10 cumplen con uno y las descargas 3, 5, 7, 8, y 11 cumplen con todos los parámetros de la norma.

En cuanto a los resultados de toxicidad y de acuerdo con la clasificación de la tabla 3.1 en todas las descargas se detectó respuesta de los organismos a la presencia de sustancias tóxicas, que va desde ligeramente tóxica (descarga 3), tóxica (descarga 11), hasta altamente tóxicas (descargas 1, 2, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 12 y 13). Por lo que, aun cuando las descargas 3, 5, 8 y 11 cumplieron con lo establecido en los LMP, con la prueba de toxicidad, se consideran


▪ 110

potencialmente tóxicas para el cuerpo receptor. Lo anterior denota que los análisis químicos no pueden predecir o medir los efectos biológicos en el sistema acuático, y con las pruebas de toxicidad se integra la información de los efectos que la descarga total del efluente podría causar al cuerpo receptor. Este enfoque integrado fue adoptado por la EPA desde 1984, al incluir en sus monitoreos de calidad del agua, el análisis químico y biológico del efluente total y del cuerpo receptor. Con esta integración de la medición de los efectos en el efluente y en el cuerpo receptor, la EPA desarrolla los enfoques de evaluación de riesgo de los efluentes, con el propósito de proteger los sistemas acuáticos para los usos a que son destinados (Referencia 9), además, los utiliza para evaluar las eficiencias y los cambios en tecnología de procesos y control de la contaminación.

De las industrias evaluadas, la metalúrgica (descarga 6) fue la que presentó los valores de toxicidad y DQO más altos.

De todas las industrias, la descarga 1, que corresponde al sector textil, fue la que rebasó los límites de cinco parámetros. Hay que anotar que uno de los impactos más comunes de las descargas textiles en los cuerpos receptores es principalmente el color, parámetro que no está considerado en los LMP y que para este tipo de industria es indispensable adicionar, dado que son comunes en este tipo de efluentes las descargas con tonalidades de amarillo, rojo y azul.

La descarga 9, que representa al sector de alimentos, y que rebasó cuatro parámetros, dentro de los cuales el nitrógeno total fue el de mayor concen-tración, reportó una concentración que se encuentra por fuera de los límites normales de este parámetro en efluentes de aguas residuales.

De las descargas que cumplieron con la norma, en todas se detectó toxici-dad, lo que indica la presencia de sustancias tóxicas que pueden estar en concentraciones bajas (trazas) que afectan a los organismos de prueba, como pudieran ser los metales y compuestos orgánicos que son aportados por la industria petroquímica y que por ser aportes continuos, no solo afectan a los organismos de prueba en el corto plazo, sino que también en el largo plazo pueden causar alteraciones genéticas en los organismos, ocasionando malformaciones y pérdida de especies en el cuerpo receptor (Referencia 4).


Los siguientes datos corresponden a un bioensayo realizado con el propósito de determinar la LC50. Usando el método Probit descrito en el ejercicio 3.1, determinar la LC50.


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Concentración en volumen

(%)

No. de organismos expuestos

No. de organismos

muertos a las 48 h

100 30 24

50 30 18

25 30 12

12,5 30 6

6,25 30 3

Respuesta:LC50 = 34,67


[1] Aquatic Toxicology and Hazard Assessment. Sixth Symposium. Bishop/Carwell/Heidolph.

[2] CASTILLO, Gabriela. Ensayos Toxicológicos y Métodos de Evaluación de Calidad del Agua. Estandarización, intercalibración, resultados y aplicaciones. Instituto Mexicano de tecnología del agua. México 2004.

[3] EPA. Office of Water. National Recommended Water Quality Criteria-Correction. Abril de 1999. Informe 2, ítem 1.4, P. 18.

[4] http://www.bvsde.paho.org/bvsaidis/mexico13/068.pdf

[5] http://www.cepis.ops-oms.org/eswww/fulltext/publica/orimuest/omncap55.html


[7] MORRIS, Levin y GEALT, Michael. Biotratamiento de Residuos Tóxicos y Peligrosos. España. Mc. Graw Hill. 1997.

[8] Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca. Norma Oficial Mexicana. Límites Permisibles Máximos de Contaminantes en las Descargas de Aguas Resi-duales en Aguas y Bienes Nacionales. Octubre 30 de 1996 (NOM-001-ECOL-1996).

[9] THOMANN V., MUELLER, John. Principles of Surface Water Quality Modeling and Control. Harper & Row, New York, 1987.

CAPÍTULO Usos y criterios de calidad del agua

4

4.1 RELACIÓN ENTRE PARÁMETROS DE CALIDAD DEL AGUA Y SUS USOS BENÉFICOS

4.2 CRITERIOS DE CALIDAD DEL AGUA

4.3 CONTAMINANTES DE INTERÉS SANITARIO

4.4 RESUMEN SOBRE USOS BENÉFICOS DEL AGUA

4.5 ESTABLECIMIENTO DE USOS Y OBJETIVOS DE CALIDAD DEL AGUA EN UN RECURSO HÍDRICO

▪ 115

CAPÍTULO 4

Usos y criterios de calidad del agua

En el capítulo 1 se hizo alusión a los principales usos benéficos que el hombre hace del agua. En este capítulo se describen en mayor detalle dichos usos y se establecen los parámetros y concentraciones de las variables que permiten tales usos. Antes de entrar a discutir el tema de la calidad de agua, es necesario definir o hacer distinción entre términos tales como criterios, objetivos y normas o estándares.

Se entiende por criterio de calidad del agua una determinada concentración de un parámetro que, si se logra, se espera que se pueda dar al cuerpo de agua un determinado uso benéfico. Concluyendo, los criterios son aplicables a la calidad del agua de un recurso hídrico y no a los efluentes o descargas de aguas residuales.

Los estándares o normas de calidad del agua se definen como la aplicación, con efectos legales, de un criterio de calidad del agua para limitar determinada descarga o efluente. La definición anterior implica que las normas o estándares de calidad se aplican principalmente a los vertimientos de aguas residuales. Cuando un estándar o norma se establece sobre un cuerpo de agua se está haciendo referencia a un objetivo de calidad.

Las modificaciones antrópicas sobre varios elementos del ambiente con el propósito de satisfacer sus necesidades de alimento, abrigo, vestido, etc., a menudo generan subproductos que tienen un impacto negativo sobre los recursos naturales. Por ejemplo, las aguas residuales domésticas e indus-triales son descargadas en los cuerpos de agua más cercanos. Estas aguas residuales contienen sustancias nocivas que pueden causar enfermedades, comportamientos anormales y demás problemas en la vida acuática, así como también en el hombre cuando las ingiere.

La continua dependencia de la calidad del agua superficial de los diversos y algunas veces conflictivos usos hace que sea necesario elaborar planes de


▪ 116

manejo en los cuales se definen los usos benéficos del agua, los criterios de calidad asociados con cada uso y los estándares de los efluentes. Antes de empezar a describir cada uno de los usos más frecuentes que se le dan al agua, el lector debe revisar la legislación colombiana respecto a este tema. El decreto 1594 de 1984 es actualmente la legislación vigente más importante respecto a la regulación sobre la calidad del agua en los cuerpos de agua superficiales.

Con el advenimiento de la industrialización y el incremento de la población, las necesidades de agua se aumentaron así como también subieron las exigencias con respecto a su calidad. A través del tiempo, las necesidades de agua han pasado de simplemente los requisitos para consumo e higiene personal, hasta llegar a necesitarse para la generación de energía nuclear. Afortunadamente, los usos que mayor cantidad de agua requieren (agricultura y el enfriamiento industrial) son los menos exigentes en cuanto a su calidad. La tabla 4.1 presenta la forma como los distintos contaminantes afectan los usos más importantes del agua.

Tabla 4.1 Usos del agua de acuerdo con la contaminación del agua

ContaminanteAgua

potableVida

acuáticaRecrea-

ciónRiego

Uso industrial

Energía y enfria-miento

Trans-porte

Patógenos xx 0 xx x xx1 na na

SST xx xx xx x x x2 xx3

Materia orgánica xx x xx + xx4 x na

Algas x x xx + xx4 x x

Nitratos xx x na + xx1 na na

Sales xx xx na xx xx6 na na

Microcontami-nantes

xx xx x x ¿ na na

Acidificación x xx x ¿ x x na

xx Uso altamente afectado 1 Industrias alimenticiasx Uso levemente afectado 2 Abrasión0 Sin afectación 3 Sedimentación en canalesna no aplica 4 Industrias electrónicas+ Benéfico para el uso del agua 5 Incluye boro, fluoruros¿ Efectos no entendidos 6 Ca, Fe, Mn en la industria textil


Para cada uso benéfico del agua, existen ciertos requisitos físicos, químicos y biológicos que se deben cumplir para asegurarse de que el agua es apta para utilizar en dicho uso. Los criterios de calidad del agua asociados a los diferentes

UsOs y CriTeriOs de CALidAd deL AgUA

▪ 117

usos benéficos del agua se discuten más adelante en este capítulo. Los usos más comunes que tradicionalmente se le dan al agua se pueden agrupar de acuerdo con la actividad en la cual se utiliza. Entre ellos se tienen:

• Asimilación y drenaje o transporte de desechos

• Navegación

• Estéticos

• Explotación mecánica de materiales de construcción

• Generación de energía hidroeléctrica

• Enfriamiento de agua en la industria

• Agua para riego con y sin restricciones

• Abastecimiento de agua municipal

• Procesos industriales

• Hábitat para peces

• Recreación con contacto secundario (restringido).

• Explotación manual de materiales de construcción

• Recreación con contacto primario

En la lista anterior no están incluidos todos los usos potenciales del agua debido a que la lista se haría demasiado extensa. En este caso solo se incluyen los usos de mayor generalidad en nuestro medio. Otra razón importante que sustenta lo anterior es el hecho que tanto los usos del agua como las normas y criterios evolucionan con el tiempo, lo cual significa que los entes interesados (corporaciones, ministerios de salud, etc.) hacen revisiones sobre el tema y publican nuevas regulaciones cuando lo creen conveniente.

4.1 RELACIÓN ENTRE PARÁMETROS DE CALIDAD DEL AGUA Y SUS USOS BENÉFICOS

Como se sabe, la calidad del agua de un recurso hídrico depende del uso que se le quiera dar y ésta, a su vez, está determinada por los diferentes parámetros que caracterizan su calidad. Los parámetros de calidad varían en importancia dependiendo el tipo de uso. Así, por ejemplo, los problemas y, por tanto, los criterios, en el uso del agua para la agricultura están relacionados principalmente con la salinidad, los metales pesados, los nutrientes, los sólidos suspendidos y los patógenos.

El agua que se vaya a utilizar en la agricultura y presente un alto contenido de sales disueltas y altas temperaturas puede traer como consecuencia su rápida evapotranspiración, y la deposición y acumulación de las sales en el suelo, que afectan sus propiedades físicas y mecánicas como la permeabilidad y su estructura.


▪ 118

El lago Aral en la antigua Unión Soviética es un caso que se recomienda revise el lector para que se familiarice con una situación en la cual el suelo se encuentra inutilizado por efecto del exceso de salinidad.

Los nutrientes presentes en el agua sirven como fertilizantes en la agricultu-ra, sin embargo, cuando la cantidad excede la demanda, en las plantas se pueden provocar problemas como la eutroficación. Los nutrientes de importancia son el nitrógeno, el fósforo y, en algunas ocasiones, el potasio, el zinc, el boro y el azufre; el nitrógeno es el nutriente que reporta mayores beneficios y que suele presentarse en exceso con mayor frecuencia en las aguas naturales. El nitrógeno presente en el agua puede sustituir una cantidad equivalente de abono comercial durante el comienzo y mitad del período de crecimiento de las plantas pero su exceso en la última parte del período de crecimiento puede resultar negativo para muchos cultivos, al provocar un excesivo crecimiento vegetativo, madurez retrasada o no uniforme o un descenso de la calidad del cultivo.

Se han observado problemas relacionados con la obstrucción en los sistemas de aspersión y riego por goteo debido al desarrollo de películas biológicas en los aspersores, en los orificios de emisión o en las conducciones de suministro, así como concentraciones de algas y sólidos suspendidos, que provocan obs-trucciones. Es así como los riesgos sanitarios están asociados a la presencia de bacterias patógenas, helmintos, protozoos y virus.

Con base en la discusión anterior es claro que hay que saber qué sustancias químicas son las más importantes para un determinado uso y reúso (si es que se quiere hacer) del agua. La tabla 4.2 es un resumen de los parámetros más repre-sentativos, las consecuencias que puede traer su concentración, la fuente de donde provienen y la importancia que tienen cuando se está pensando en hacer un uso determinado del agua.

4.2 CRITERIOS DE CALIDAD DEL AGUA

Debido a que este libro no tiene una orientación hacia la parte legal relacionada con la regulación del agua (normas y estándares), solamente el autor hace propuestas relativas a los criterios de calidad del agua.

Los criterios de calidad aplicables a un determinado recurso de agua deben estar basados en la observación científica (bioensayos) de los efectos de los diferentes contaminantes sobre los organismos propios del agua y de acuerdo con las condiciones locales. Es importante anotar que según el tipo de uso, varía la importancia de uno u otro parámetro de calidad. En Colombia no existen estudios particulares sino que los objetivos de calidad del agua que han adoptado las diferentes autoridades ambientales son réplicas de normas que


▪ 119

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▪ 121

han sido desarrolladas en otros países (Chile, México, Estados Unidos, etc.). En conclusión, las normas de otros países deben ser tomadas como ejemplo, para establecer criterios o estándares propios concordantes con las características del territorio (cuenca) al cual se aplican.

La organización que se le da a la discusión de cada uno de los usos del agua en este capítulo consiste en presentar una serie de normas o estándares obtenidos de la literatura revisada, y además, con base en dicha revisión bibliográfica, proponer los criterios del agua que el autor considera recomendables para obtener un determinado uso.

Las organizaciones y normas relacionadas con la calidad del agua son innumerables. Para ser prácticos, se incluyen normas o estándares de orden global en un país desarrollado (EPA, de los Estados Unidos), unas específicas en un país desarrollado (Estado de California en los Estados Unidos), las de un país similar al nuestro (México), nacionales (decreto 1594) y locales (Programa de saneamiento del río Medellín). La siguiente es la lista de las organizaciones consultadas con el objeto de conocer sus normas:

• Guías EPA: U.S. Environmental Protection Agency (1992). Manual: Guidelines for Water Reuse. EPA7625/R-92/004.Washington.USA1.

• California: Normativa del Estado de California en USA2.

• NOM-001 ECOL 1996: Norma técnica ecológica de México3.

• Establishment of water quality criteria. Memorandum No. 19-1. Programa de Saneamiento del Río Medellín. Empresas Públicas de Medellín, 1983.

• Decreto 1594/84: Normativa colombiana. Decreto por el cual se reglamenta la ley 2811 de 1974 en cuanto a usos del agua y residuos líquidos. Este decreto solo establece normas agrícolas, pero con fines comparativos, se consideraron las normas agrícolas para los diferentes tipos de usos, suponiendo que son los de las condiciones más estrictas.

Los criterios de calidad recomendados están propuestos con el principio fundamental de que estos sean realistas y aplicables a la condición del área de influencia. Son propuestos con base en la información revisada y son una guía para establecer el rango en el que deben estar los parámetros de calidad en cualquier corriente de agua, para lograr un uso que no represente riesgo para la salud humana ni para los recursos naturales. La presentación de los

1 http://www.epa.gov/ORD/NRMRL/Pubs/625R92004/625R92004.htm2 http://www.epa.gov/water/states/CA/3 http://www.segam.gob.mx/NORMA.htm


▪ 122

criterios propuestos se hace en la última columna (resaltada) de la tabla en que se presentan las respectivas normas o estándares revisados.

Drenaje (transporte de desechos)

La principal función de una corriente de agua es como medio natural de transpor-te de las aguas de escorrentía. Este uso depende de las propiedades hidráulicas del cauce (dimensiones, pendiente y rugosidad). La calidad del agua afecta este uso solamente cuando las propiedades hidráulicas del cauce se ven alteradas por el depósito excesivo de sedimentos y/o la presencia de plantas acuáticas y sólidos flotantes de gran tamaño.

En consecuencia no existen valores de concentraciones o parámetros que inhiban el uso de las corrientes para evacuar las aguas después de una lluvia. En general, el criterio consiste en exigir que los cauces de las corrientes de agua y los embalses y lagos estén libres de materiales de gran tamaño que obstruyan el flujo del agua o disminuyan la capacidad de transporte y almacenamiento.

Asimilación de desechos

La asimilación de desechos se refiere a la utilización de un río o cuerpo de agua superficial para recibir, transportar y asimilar los desechos producidos por las actividades humanas. La capacidad regenerativa o de autopurificación que tienen los ríos los hace particularmente aptos para este uso. La autopurificación se refiere a la facultad natural o capacidad que tiene la corriente o cuerpo de agua de purificarse o recuperase él mismo. Esta autopurificación se debe a que los organismos vivos presentes en el agua utilizan (consumen) la materia orgánica para realizar sus funciones vitales (reproducirse, respirar, etc.). Este fenómeno se deriva de la habilidad que tiene el agua de disolver o capturar de la atmósfera el oxígeno necesario para oxidar (convertir) la mayoría de las sustancias orgánicas en sales inorgánicas.

No es necesario o no se requieren criterios de calidad para este uso debido a que cualquier cuerpo de agua puede ser utilizado para asimilar desechos.

Navegación

La navegación, como uso del agua, está definida como la utilización de los cuerpos de agua para transportar mercancías y materiales con propósitos comerciales o industriales. El uso en los cuerpos de agua de pequeñas embarcaciones con fines de placer es considerado un uso recreacional.

El uso de un cuerpo de agua para navegación depende principalmente del caudal, la profundidad, la velocidad y la sección transversal.


▪ 123

Como en el caso del drenaje, no existen valores de concentraciones o pará-metros que inhiban el uso de las corrientes para la navegación. En general, el criterio consiste en exigir que los cauces de las corrientes de agua y los embalses y lagos estén libres de materiales de gran tamaño que obstruyan el flujo del agua e impidan el movimiento de las embarcaciones.

Uso estético

La calidad estética del agua está relacionada con aquellos factores que están dentro y en los alrededores de un cuerpo de agua que afectan la apariencia del recurso. Se entiende por apariencia todos los aspectos del agua que se pueden detectar con los órganos de los sentidos. Por lo tanto, la calidad estética del agua se ve afectada por la presencia de materiales flotantes, sólidos suspendi-dos, acumulación de lodos en las orillas, el crecimiento de plantas acuáticas, la excesiva turbiedad, grasas. Es indeseable también la presencia de olores, especialmente de H2S y la disposición de basuras o desechos sólidos en las orillas. Estas condiciones indeseables pueden causar respuestas adversas en la salud humana y en los usuarios del recurso. Por seguridad se considera que un recurso hídrico con un contenido de oxígeno disuelto por encima de 2 mg/L no presenta estos problemas.

Debido a la variedad de conceptos referentes a lo estético y a que los efectos de varias sustancias en el agua dependen de su localización geográfica, no es recomendable establecer valores numéricos para los criterios de calidad de este uso. Sin embargo, es importante anotar que todo cuerpo de agua debe tener unas condiciones mínimas de calidad; para ello es recomendable atender los siguientes comentarios:

• Todas las corrientes de agua deben contribuir a fomentar las diferentes formas de vida que tengan un valor estético. Por seguridad con un contenido de OD por encima de 2 mg/L y una DBO5 menor de 30 mg/L se puede cumplir con este propósito.

• Las aguas superficiales deben estar libres de sustancias atribuibles a verti-mientos

− Materiales que se sedimenten formando depósitos no deseables.

− Materiales flotantes como basuras, espumas, aceites, grasas, etc.

− Sustancias o combinaciones de ellas que afecten la biota.

En el último ítem se incluye la presencia excesiva de nutrientes y las varia-ciones de temperatura.


▪ 124

Explotación mecánica de materiales de construcción

La explotación mecánica de materiales de construcción incluye la extracción de arena, grava y demás materiales de construcción sin que haya un contacto significativo del explotador o minero con el agua. La probabilidad de ingestión del agua en estos casos es muy baja. Para este uso se puede suponer que son aplicables los mismos criterios que se establecieron para el uso anterior (estético).

La extracción de grava y arena también afecta la calidad del agua. Las actividades que este uso requiere que se lleven a cabo en el cauce ocasionan problemas en el hábitat acuático y cambian el régimen hidráulico de la co-rriente. Estos hechos causan incrementos en la turbiedad y consecuentemente interfieren en otros usos como la natación y la diversión estética. Los cambios en el régimen hidráulico pueden causar problemas de erosión y derrumbes en la banca del cauce.

En general se puede afirmar que los efectos adversos de la explotación me-cánica de materiales de construcción son más graves que los de la explotación manual.

Los criterios de calidad del agua propuestos para este uso son los mismos que para el caso de conservación del recurso estéticamente aceptable (ver apartado anterior).

Generación hidroeléctrica

La generación hidroeléctrica es uno de los usos más importantes del agua el cual la puede afectar significativamente. Generalmente, la turbulencia creada en la captación y en la tubería de presión incrementa la concentración de oxígeno disuelto. Asimismo, el tiempo de detención del agua en el embalse “atrapa” un alto porcentaje de los sólidos que entran al sistema. La combinación de estos hechos hace que casi en todos los casos el agua turbinada tenga una mejor calidad que el agua del embalse.

Los factores más importantes que hay que determinar para que el agua de un río en un determinado tramo sirva para generación hidroeléctrica son:

• Los posibles efectos del agua embalsada sobre los equipos mecánicos (sali-nidad, pH)

• La cantidad de sedimentos que pueden aportar los tributarios (disminución de la capacidad útil del embalse).

Estas consideraciones, aunque importantes, muy raras veces son la clave principal para seleccionar la localización de un proyecto hidroeléctrico. En la práctica, lo que se hace es mitigar estos efectos fabricando equipos mecánicos resistentes a la corrosión y utilizando concretos especiales.


▪ 125

Resumiendo, no existen criterios de calidad aplicables a este uso. Cada caso es una situación particular y es necesario estudiarla por separado. Por ello siempre un proyecto hidroeléctrico requerirá de la elaboración de un estudio de impacto ambiental.

Enfriamiento industrial

La industria a menudo utiliza el agua como refrigerante. Los sistemas de enfria-miento se pueden ver afectados por la acumulación de sarro ocasionado por la dureza del agua. En general, este uso no requiere un agua de alta calidad. En la literatura revisada, no se encuentran específicamente normas sobre este uso del agua, razón por la cual en la tabla 4.3 solamente se especifican los criterios máximos recomendados para este uso. Estos valores fueron adaptados, de acuerdo con los valores recomendados en la referencia 2. Para evitar la presencia de olores, se recomienda que el agua para enfriamiento tenga un contenido de oxígeno disuelto por encima de 2 mg/L.

Tabla 4.3 Criterios de calidad para uso del agua para enfriamiento industrial4

Parámetro Valor propuesto (máximo)*

Silica 50

Aluminio 3

Hierro 14

Sulfatos 680

Cloruros 600

Nitratos 30

Sólidos suspendidos 5.000

Sólidos disueltos 1.000

Dureza (como CaCO3) 850

Alcalinidad (como CaCO3) 500

pH 5 – 9

Sustancias activas al azul de metileno 1,3

Temperatura < 38 oC

Oxígeno disuelto >2

* mg/L a menos que se especifique lo contrario.


4 Adaptados de la referencia 2.


▪ 126

Irrigación o riego

Los criterios de calidad aplicables al agua para utilizarla en irrigación o riego deben estar basados no solamente en los efectos directos sobre las plantas y los efectos sobre el consumidor final (hombre, animales, etc.) sino también en las consecuencias sobre el suelo. Adicionalmente, se debe tener en cuenta que el agua para irrigación, en la mayoría de los casos, no recibe ningún tratamiento antes de ser aplicada a los cultivos.

Varios de los componentes del agua son micronutrientes necesarios para el crecimiento de las plantas o cultivos. Cuando están en exceso estos micronu-trientes pueden ser tóxicos causando retardo en el crecimiento de las plantas. Por ejemplo, el boro, un elemento común en las aguas residuales domésticas y en ciertos desechos industriales, es necesario en muy pequeñas cantidades (trazas) para el crecimiento de las plantas, sin embargo, concentraciones por encima de 0,5 mg/L son dañinas para las plantaciones de cítricos y las oleagi-nosas. Inclusive, para los cultivos más tolerantes, concentraciones superiores a 4 mg/L de boro se consideran riesgosas. Las sales de calcio, magnesio, sodio y potasio, cuando están presentes en cantidades excesivas, reducen la capacidad osmótica de las plantas, impidiendo la absorción de los nutrientes del suelo. Estas sales también pueden tener efectos químicos indirectos que afectan el metabolismo de las plantas y reducen la permeabilidad del suelo entorpeciendo el drenaje y la aireación.

El uso del agua en la agricultura o para irrigación se puede clasificar en dos categorías. La primera, el riego restringido que es el que se refiere a aquellos productos agrícolas que no son comestibles como las flores, el riego de campos deportivos y zonas verdes, productos de la ganadería como pastos o productos alimenticios que tienen un procesamiento comercial (conservas) o que habi-tualmente se consumen cocidos. La segunda categoría está relacionada con el uso del agua para riego no restringido que son aquellos cultivos de alimentos que se consumen directamente (crudos) o que simplemente no tienen ningún procesamiento comercial como es el caso de las hortalizas.

La tabla 4.4 reúne los estándares y criterios encontrados en la literatura revisada, aplicables al riego restringido (riego de cultivos no alimenticios, pasto para animales lecheros, fibra y cultivos de semilla, riego de cultivos de alimentos comercialmente procesados). La última columna, Valor propuesto (resaltada) de la Tabla 4.4, no es una norma, simplemente corresponde a los criterios del agua recomendados por el autor para usar el agua en el riego restringido.


▪ 127

Tabla 4.4 Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura restringida)5

Parámetro EPA California MéxicoDecreto 1594*

Referencia 2

Valor propuesto

(máxi-mo)**

pH 6 - 9 – 5 – 10 4,5 - 9 4,5 - 9 5 -9

DBO5 ≤30 – – – – X

Turbiedad (UNT) – X – – – X

SS ≤30 – – – – X

Coliformes fecales (NMP/100ml)

≤ 200 – <1.000 <1.000 ≤ 100 <1.000

Huevos de Helminto – X 5 – – X

Cloro residual 1 – – – – X

Grasas y aceites – X 15 – – X

Coliformes totales (NMP/100 ml)

– – X < 5.000 – < 5.000

Materia flotante – X Ausente – X X

Alcalinidad(como CaCO3)

600X

Sólidos disueltos 5.000 5.000

– : La referencia no menciona el parámetro.

X : No se considera un parámetro relevante en esta referencia.

* : El decreto 1594 solo establece normas agrícolas, pero con fines comparativos, se consideraron los mismos para los diferentes tipos de usos, suponiendo que son los de las condiciones más estrictas.

** mg/L a menos que se especifique lo contrario


La tabla 4.5 recopila los estándares y criterios encontrados en la literatura revisada aplicable al riego no restringido (cultivos de alimentos no procesados comercialmente). La referencia 3 no presenta información para este tipo de uso del agua. La última columna Valor propuesto (resaltada) de la tabla 4.5 corresponde a los criterios del agua recomendados por el autor para usar el agua para irrigación o riego sin ninguna restricción.5 Adaptado de la referencia 2.


▪ 128

Tabla 4.5. Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura no restringida)6

Parámetro EPA California MéxicoDecreto 1594*

Valor propuesto

(máxi-mo)**

pH 6 – 9 – 5 - 10 4.5 - 9 5 - 9

Oxígeno disuelto > 2

DBO5 < 10 – – – X

Turbiedad (UNT) 2 2 – – X

SS – X – – X

Coliformes fecales (NMP/100ml)

No detectable

– < 1.000 < 1.000 < 1.000

Huevos de Helmintos – X 1 – 1

Cloro residual < 1 – – – X

Grasas y aceites – X 15 – X

Coliformes totales (NMP/100 ml)

–2,2 (mediana)

- 23 (m. simple)

X < 5.000 < 5.000

Materia flotante – X Ausente – X

Sólidos disueltos 5.000

– : La referencia no menciona el parámetro.X : No se considera un parámetro relevante en esta referencia.* : El decreto 1594 solo establece normas agrícolas, pero con fines comparativos, se consideraron los

mismos para los diferentes tipos de usos, suponiendo que son los de las condiciones más estrictas.** mg/L a menos que se especifique lo contrario.


Por considerarse de mucha importancia, aparte se elabora la tabla 4.6 corres-pondiente a los criterios encontrados en la revisión bibliográfica con respecto a los valores de metales pesados y sustancias especiales relacionadas con los usos del agua para riego con y sin restricciones. El autor considera y recomienda que para el tipo de sustancias incluidas en la tabla 4.6, se deben seguir los criterios del decreto 1594 de 1984 (legislación vigente en Colombia) por tal razón en la columna resaltada (Valor propuesto) se reproducen los estándares del mencionado decreto.6 Adaptado de la referencia 2.


▪ 129

Tabla 4.6 Estándares y criterios de calidad para uso del agua para irrigación (agricultura con y sin restricciones)7

Parámetro EPA MéxicoDecreto

1594Referencia

2

Valor propuesto (máximo)*

Aluminio 5,0 – 5,0 – 5.0

Arsénico 0,10 0,2 0,1 0,1 0,1

Berilio 0,10 – 0,1 – 0,1

Boro 0,75 – 0,3 - 4** 0,75 - 2 0,3 - 4**

Cadmio 0,01 0,05 0,01 0,01 0,01

Cloro 0,1 – – –

Cobalto 0,05 – 0,05 – 0,05

Cobre 0,2 4,0 0,2 0,2 0,2

Cromo – 0,5 0,1 0,1 0,1

Fluoruro 1,0 – 1,0 1,0 1,0

Hierro 5,0 – 5,0 5,0 5,0

Plomo 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0

Litio 2,5 – 2,5 – 2,5

Manganeso 0,2 – 0,2 0,2 0,2

Mercurio – 0,005 –

Molibdeno 0,01 – 0,01 – 0,01

Níquel 0,2 2.0 0,2 – 0,2

Selenio 0,02 – 0,02 0,02 0,02

Vanadio 0,1 – 0,1 – 0,1

Zinc 2,0 10,0 2,0 0,4 – 25 2,0

Fenoles 50

* mg/L a menos que se especifique lo contrario

– La norma no menciona el parámetro.

** Depende del tipo de suelo y cultivo.




▪ 130

Abastecimiento de agua municipal

El objetivo principal de un sistema de abastecimiento de agua municipal es suministrar agua libre de sustancias químicas y organismos que produzcan efectos adversos en la salud de los seres vivos o consumidores. La presencia de microorganismos patógenos produce la mayoría de las enfermedades gastro-intestinales mientras que las altas concentraciones de arsénico, bario, cadmio, cromo, plomo, selenio y plata pueden producir serios efectos en los órganos internos del cuerpo humano. Entre los efectos potenciales están los daños en el sistema nervioso central produciendo posiblemente parálisis, degeneración de los riñones, cirrosis, cáncer de la piel y daños cerebrales, especialmente en los niños. Altas concentraciones de sales (sólidos disueltos, cloruros, sulfatos) pueden impartir sabores y efectos laxantes al agua. Adicionalmente, los sumi-nistros de agua potable deben estar exentos de olores, sabores, color y tener una temperatura aceptable.

En el caso del agua de abastecimiento municipal es necesario distinguir entre la calidad del agua que debe tener el recurso para poder ser utilizado como fuente de abasto (calidad del agua cruda) y la calidad del agua que debe tener el agua para consumo (calidad del agua tratada). Los criterios de calidad del agua cruda para abastecimiento están incluidos en el decreto 1594 de 1984 (o el que lo modifique), mientras que las normas de calidad del agua tratada o potable están en la resolución 2115 de 2007 (o la que la modifique).

Procesos industriales

Varios procesos industriales utilizan el agua como un ingrediente en sus productos terminados, por ejemplo, la industria de agentes de limpieza y la de alimentos. Los requerimientos para estos usos varían de industria a industria. Aún en la misma industria, los requerimientos pueden variar debido a diferencias en la edad de las plantas, el diseño de los procesos y las formas de operación. Dada la necesidad de tener una calidad del agua específica, las industrias desarrollan sus propios sistemas de abasto o utilizan el sistema municipal con un tratamiento complementario para producir la calidad deseada.

En la literatura se encuentran numerosas referencias sobre problemas que pueden resultar debido a la presencia de impurezas en el agua cuando se usa para procesos industriales. Por ejemplo, cantidades excesivas de hierro y man-ganeso pueden afectar el sabor y el color de los alimentos y bebidas, y causan decoloración en los textiles. Adicionalmente, las bacterias no patógenas, las algas, o los hongos pueden afectar la calidad de ciertos textiles y del papel. El agua “dura” afecta diversos usos industriales. Los depósitos de sarro interfieren con los sistemas de calentamiento o enfriamiento. Por el contrario, en la industria


▪ 131

cervecera se requiere utilizar agua con alta dureza para asegurar el óptimo de la reacción enzimática durante el lavado. Muy poca dureza afecta la operación del proceso de alimentos.

Como se mencionó anteriormente, la calidad del agua requerida por la industria, excluyendo el agua para enfriamiento, depende fundamentalmente del producto que se va a elaborar. Por consiguiente, cada industria en particular debe determinar los criterios de calidad que requiere el agua por utilizar en su proceso. Sin embargo, en la tabla 4.7 se presentan los criterios recomendados que debe tener un agua superficial cruda (en promedio) para que pueda ser utilizada como abastecimiento para la industria en general.

Tabla 4.7 Criterios de calidad para usos del agua para procesos industriales en general8


Hierro (filtrable) 0,3

Manganeso 1,0

Cobre 1,0

N-amoniacal (como N) 0,5

Sulfatos 250

Cloruros 250

Fluoruros 24

Nitratos y nitritos (como N) 10

Fosfatos** –

Sólidos disueltos 120

Sólidos suspendidos 1.000

Dureza (como CaCO3) 120

Alcalinidad (como CaCO3)** –

pH 6,0-8,5

Color 75

Orgánicos: Sustancias activas al azul de metileno 0,5

Temperatura oC < 38

* mg/L a menos que se especifique lo contrario** Valores que dependen del tipo de industria




▪ 132

Hábitat para peces

Definir criterios de calidad para preservar peces y otras formas de vida acuáticas es una tarea difícil debido a la tremenda variabilidad de las diversas formas de vida acuática. La literatura reporta las observaciones científicas bajo las cuales los criterios para algunos parámetros se deben basar. Se sabe, por ejemplo, que la toxicidad del mercurio causa mutaciones en algunas especies de peces. Al igual que el cadmio y otros metales, el mercurio tiende a acumularse en los tejidos de los organismos acuáticos lo cual los inutiliza como fuentes de alimento. Las bacterias coliformes fecales, algunos patógenos y los virus que se encuentran en el agua y los sedimentos tienden a concentrarse en las conchas de los orga-nismos acuáticos, moluscos especialmente, provocando enfermedades cuando se ingieren sin el adecuado cocimiento.

La mayoría de las observaciones que reporta la literatura han sido realizadas en zonas templadas, sin embargo, son experiencias útiles que deben tomarse en cuenta en las regiones tropicales. La tabla 4.8 muestra los criterios de calidad propuestos para preservar el hábitat de los peces con base en los valores gene-rales reportados por la literatura. Lo recomendable es realizar bioensayos para tener unos criterios de calidad del agua que sean aplicables y estén de acuerdo con las condiciones locales.

Tabla 4.8 Criterios de calidad para usos del agua para hábitat para peces9


Coliformes fecales 14/100 ml**

Alcalinidad (como CaCO3) 20

Arsénico 0,05

Bario 50

Cadmio 0,0004-0,012

Cloro residual 0,002-0,012

Cr+6 0,1

Oxígeno disuelto ≥ 4,0***

DBO5 5***

Cobre 0,1 x 96-hr LC50

Hierro 1,0



▪ 133


Plomo 0,01 x 96-hr LC50

pH 6,5-9,0

Selenio 0,01 x 96-hr LC50

Plata 0,01 x 96-hr LC50

Sólidos disueltos 10.000-20.000

Zinc 0,01 x 96-hr LC50

Cianuro 0,005

Aceites y grasas 0,01 x 96-hr LC50

Aldrin 0,003

DDT 0,001

Endrin 0,004

Lindano 0,01

Metaoxicloruro 0,03

Fenoles 1,0

PCB 0,001


** No más del 10% de las muestras debe exceder 43 NMP/100 ml

*** Dependiendo de la especie


Recreación con contacto secundario (limitado)

La recreación con contacto limitado incluye las actividades relativas al agua tales como la pesca recreativa y comercial manual, canotaje y la navegación (en bote) en las cuales el contacto con el agua es accidental y la probabilidad de ingerir cantidades apreciables de agua es muy baja.

La tabla 4.9 reúne los estándares encontrados en la literatura revisada, aplicables a la recreación con contacto restringido o limitado. La última columna Valor propuesto (resaltada) de la tabla 4.9 corresponde a los criterios del agua recomendados por el autor para usar el agua para recreación con contacto limitado.


▪ 134

Tabla 4.9 Criterios de calidad para usos del agua para recreación con restricciones (Contacto secundario o limitado)10

Parámetro EPA California MéxicoDecreto

1594


pH – – 6,5 – 8,3 5 - 9 5 - 9

Coliformes Fecales (NMP/100ml)

< 200 – – – X

Turbiedad UTN – – 15 – X

Coliformes Totales (NMP/100ml )

–2,2

(mediana)<5.000 <5.000 <5.000**

DBO5 < 30 – <100 – X

SS < 30 – <500 – X

Cloro Residual <1 – <0.2 – X

Oxígeno disuelto de saturación (%Conc)

X X X 70% X

Tensoactivos X X X <0,5 <0,5

Película de grasas y material flotante

X X X no visible no visible

Sustancias tóxicas X X Xno

permitidasno

permitidas

N y P en proporción que no eutrofiquen

X X X Baja Baja


X No se considera un parámetro relevante en esta norma.


** En no más del 10% de las muestras tomadas durante cualquier periodo de 30d.


Explotación manual de materiales de construcción (arena/grava)

La calidad del agua es un factor de importancia cuando la extracción de materia-les de construcción se realiza dentro del cauce de la corriente. Es especialmente importante cuando la explotación requiere el contacto de los trabajadores o mineros con el agua. De esta forma existe obviamente la posibilidad de que se presenten enfermedades relacionadas con el agua contaminada. Se pueden



▪ 135

presentar enfermedades diarreicas, fiebre tifoidea, infecciones de la piel, los oídos, los ojos, etc.

Con base en los conceptos y principios de salud pública, se considera que los criterios de calidad del agua para la recreación con contacto limitado son equivalentes o aplicables a la explotación manual de materiales de construcción (véase Tabla 4.9).

Recreación con contacto primario

La recreación con contacto primario o sin restricciones consiste en aquellas actividades en las cuales existe contacto prolongado y hay posibilidad de ingerir agua. En ríos, lagos y embalses (se exceptúan piscinas), la recreación con contacto incluye actividades como la natación y el buceo.

Este uso requiere establecer criterios de calidad debido a la posible presen-cia en el agua de bacterias, virus, hongos y otros organismos que pueden ser patógenos o infectar al hombre.

Cuando se presentan valores de pH alejados de 7,4, se presenta irritación en los ojos. La temperatura también puede afectar la recreación en las aguas superficiales. Las temperaturas altas afectan la biota acuática, y por lo tanto, la pesca. Además, se sabe que las temperaturas altas limitan la disipación del calor del cuerpo, en consecuencia, nadar períodos prolongados en aguas con temperaturas altas puede ocasionar problemas fisiológicos al elevarse la temperatura del cuerpo.

La tabla 4.10 reúne los estándares o normas encontrados en la literatura revisada, aplicables a la recreación con contacto primario o sin restricciones. La última columna Valor propuesto (resaltada) de la tabla 4.10 corresponde a los criterios del agua recomendados por el autor para usar el agua para recreación con contacto sin restricciones.

Tabla 4.10 Criterios de calidad para usos del agua para recreación sin restricciones (Contacto primario)11


1594

Refe-rencia

2


pH 6-9 – 6,5-8,3 5- 9 7,4 5-9

Coliformes Fecales (NMP/100ml)

No detectable

– – <200 ** <200

Turbiedad (UTN) < 2 <2 <10 – – X



▪ 136


1594

Refe-rencia

2


Coliformes Totales (NMP/100ml)

–2,2 (me-diana) 23 (media)

<1.000 <1.000 – <1.000

DBO5 < 10 – <20 – – 20

Cloro Residual <1 – <0.2 – – X

Compuestos Fenólicos X X X <0,002 X

Oxígeno disuelto de saturación (% Conc)

X X X <70% – X

Tensoactivos X X X <0,5 – X

Película de grasas y material flotante

X X Xno

visible– no visible

Sustancias tóxicas X X Xno

permitidas–

no permitidas

N y P en proporción que no eutrofiquen

X X X Baja – Baja

Temperatura (oC) 20 - 30 20 – 30


X No se considera un parámetro relevante en esta norma.


** Con base en un mínimo de cinco muestras tomadas en un período de 30 días, el NMP de bacterias fecales no deben exceder la media logarítmica de 200/100 ml y no mas del 10% de las muestras durante un período de 30 días no debe exceder de 400/100 ml


4.3 CONTAMINANTES DE INTERÉS SANITARIO

La EPA y otras organizaciones internacionales tienen clasificadas las sustancias químicas de acuerdo con su poder de peligrosidad o efectos sobre la salud hu-mana. En este grupo de sustancias están clasificadas especialmente aquellas que se sospecha tienen efectos a largo plazo o crónicos sobre la salud de los seres vivos. Debido a la complejidad de las sustancias de interés sanitario y su dificultad de manejo y detección, la mayoría de ellas no se incluye en las tablas presentadas en este capítulo. Para las sustancias que no aparecen, se considera que su efecto sobre los diversos usos del agua debe ser objeto de un estudio particular.


▪ 137

Además, el estudio del efecto de las sustancias peligrosas o de interés sa-nitario en los cuerpos de agua es recomendable hacerlo a través de estudios de toxicología acuática (bioensayos) y no utilizando criterios de calidad del agua.

4.4 RESUMEN SOBRE USOS BENÉFICOS DEL AGUA

Los criterios de calidad propuestos (recomendaciones del autor) en este capítulo deben ser utilizados con cuidado, debido a la variedad de usos del agua y a la variabilidad de las sustancias que puede contener el agua. Prueba de ello es la diversidad o diferencias encontradas en cuanto a los estándares o normas establecidas revisadas. Los valores propuestos deben ser considerados como guías y no como límites o normas de calidad.

Cada que se requiera establecer criterios de calidad del agua para un determinado uso, se recomienda analizar la situación realizando bioensayos, consultando varios autores y autoridades ambientales, así como también, tratar de establecer valores adecuados para las condiciones locales.

Con el propósito de reunir en una sola tabla los criterios propuestos por el autor para los diferentes usos del agua contemplados, se presenta la tabla resumen 4.11. En la tabla 4.11 solamente se incluyen los criterios de calidad para los parámetros que con mayor frecuencia se miden en el agua. Para las sustancias específicas que no aparecen en la tabla se deben consultar los criterios presentados en las tablas correspondientes al respectivo uso.

4.5 ESTABLECIMIENTO DE USOS Y OBJETIVOS DE CALIDAD DEL AGUA EN UN RECURSO HÍDRICO

La utilización de los criterios de calidad del agua permite hacer fundamental-mente dos tipos de estudios: i) El diagnóstico de la calidad actual del agua y ii) Definir los objetivos de calidad de un recurso hídrico.

El diagnóstico de la calidad actual del agua de un ecosistema se puede rea-lizar utilizando los criterios de calidad discutidos en este capítulo. No existe un método establecido que presente un procedimiento estandarizado que permita definir los usos del agua. Cada caso se puede considerar una situación particular.

Una vez establecidos los usos del agua, se pueden plantear los objetivos de calidad que se desea lograr a futuro en el recurso hídrico.

A manera de ejemplo en este capítulo se incluye un caso en el ejercicio 4.1 en el cual se realiza un diagnóstico de calidad del agua en una corriente hídrica y se establecen unos objetivos de calidad. El ejercicio 4.1 es una guía que puede ser útil en cualquier estudio de calidad del agua que tenga entre sus propósitos la definición criterios de calidad, realizar el diagnóstico y establecer los objetivos de calidad del agua en un recurso hídrico.


▪ 138

Tabl

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▪ 139

Ejercicio 4.1 Establecimiento de usos del agua y definición de objetivos de calidad

• Se tiene la información sobre un muestreo realizado en una corriente hídrica. Por simplicidad y por tener este ejercicio carácter ilustrativo, solamente se anexan los datos que se presentan a continuación:

06-may 06-jul 05-sep Promedio

km

Sitio de

mues-treo

OD DBO5 NO3 OD DBO5 NO3 OD DBO5 NO3 OD DBO5 NO3

0 E-1 6,8 2 1,40 6,1 1 2,40 5,6 5 3,00 6,2 2,7 2,3

13,5 E-2 4,9 6 1,30 6,0 10 1,30 7,1 10 3,00 6,0 8,5 1,9

18,5 E-3 4,5 18 2,00 5,1 19 2,00 6,0 14 5,00 5,2 16,9 3,0

20,2 E-4 3,2 49 3,30 4,9 25 2,80 5,9 12 6,00 4,7 28,7 4,0

23,3 E-5 2,8 39 3,80 4,6 24 4,80 4,9 15 6,80 4,1 26,1 5,1

25,7 E-6 2,7 50 4,12 3,2 19 4,12 4,2 13 8,00 3,4 27,3 5,4

28,1 E-7 0,0 122 8,50 1,0 80 5,00 0,6 20 8,50 0,5 74,0 7,3

29,4 E-8 0,0 119 12,00 1,0 82 5,00 2,1 22 7,00 1,0 74,3 8,0

34,7 E-9 2,0 39 4,00 1,0 45 7,00 3,0 30 3,80 2,0 38,0 4,9

38,6 E-10 6,0 16 3,20 6,3 10 2,00 5,1 18 2,90 5,8 14,7 2,7

42,7 E-11 6,1 20 3,10 4,6 8 2,10 6,0 15 2,30 5,6 14,3 2,5

Concentraciones en mg/L


Con base en la información anterior se desea: a) establecer los usos actuales del agua y b) definir los objetivos de calidad a futuro.

Solución:

Como se mencionó anteriormente, no existe un procedimiento estan-darizado para establecer los usos del agua y los objetivos de calidad. A continuación, con base en la experiencia del autor, se propone el siguiente procedimiento.

Carlos alberto sierra ramírez

▪ 140

1. Diagnóstico de la calidad del agua actual

i) Primer paso: Establecer el número de segmentos o tramos

En todo estudio de calidad del agua la primera actividad por realizar es la segmentación de la corriente. Para segmentar la corriente se aplican criterios como los siguientes:

• Los segmentos corresponden a tramos de la corriente en los cuales el caudal, la sección, la pendiente y la calidad del agua permanecen aproximadamente constantes.

• Cuando un vertimiento o tributario se considera que puede afectar la calidad del agua de la corriente principal, se debe establecer un nuevo segmento. Una regla práctica para considerar que un tributario o vertimiento es importante puede ser cuando el caudal promedio del tributario o vertimiento excede 10 veces el caudal promedio de la corriente principal.

• En sitios donde exista un puente, una estación de aforo u otro cambio importante en la geometría de la corriente, amerita la creación de un nuevo segmento.

En este ejercicio, ya los tramos fueron establecidos con anterioridad y están determinados por la ubicación de las estaciones de muestreo numeradas de E-1 a E-11.

ii) Segundo paso: establecer las categorías o clases y definir las convenciones Debido a que no están estandarizados, y además, existe mucha diversidad

y forma de nombrar los usos del agua, es recomendable agruparlos por categorías. Una vez agrupados, se establece la convención que se desee. Para el presente ejercicio, los usos del agua se agrupan en las siguientes categorías y aplican las siguientes convenciones:

Cate-goría

Usos permitidos Convención Significado

I Piscícola o hábitat para peces AZULRecurso hídrico en estado natu-ral. Agua de muy buena calidad

II

Abastecimiento agua, recrea-ción con contacto no restringi-do, procesos Industriales, riego sin restricciones

VERDE

Recurso hídrico levemente con-taminado. Agua buena calidad

Usos y Criterios de Calidad del agUa

▪ 141

III

Riego restringido, explotación manual materiales de construc-ción, recreación con contacto restringido

AMARILLO

Recurso hídrico regularmente contaminado. Agua regular-mente contaminada

IVEstéticos, explotación mecánica de materiales de construcción, enfriamiento

NARANJARecurso hídrico contaminado. Agua altamente contaminada

VDrenaje, asimilación desechos

ROJORecurso hídrico muerto. Se ha sobrepasado la capacidad de autodepuración del recurso.


Por motivos prácticos se aconseja establecer menos de 10 categorías o clases.

iii) Tercer paso: establecer los parámetros y las concentraciones que confor-man cada categoría o clase de calidad del agua

La selección de los parámetros de calidad del agua se realiza obviamente con base en su relación con el uso del agua (numeral 4.1, tabla 4.2). A continuación se nombran los aspectos más importes por tener en cuenta en la selección de los parámetros:

• Aspectos económicos. El número de parámetros por incluir en el diagnóstico y la determinación de los objetivos de calidad del agua de un recurso hídrico depende del presupuesto total asignado para el proyecto. En el presente ejercicio, por ser de carácter ilustrativo, este aspecto no se tuvo en cuenta en la selección de los parámetros.

• Relación con los usos del agua. De acuerdo con el aspecto de calidad del agua que se desee valorar, se escogen los parámetros por analizar. La tabla 4.2 es una buena guía a tener en cuenta en la selección de los parámetros. Por ejemplo, en este ejercicio se seleccionaron por simplicidad OD, DBO5 y NO3 y se consideró que estos parámetros son adecuados por las siguientes razones: Para analizar la capacidad autodepuradora de la corriente, se seleccionó el oxígeno disuelto, para tener en cuenta la presencia de materia orgánica la DBO5 y el NO3 la riqueza de nutrientes.

Como se ha mencionado en el desarrollo de este capítulo, no existen reglas definidas para establecer criterios de calidad. Con respecto a los valores de los criterios de calidad que se deben establecer para los parámetros seleccionados, los criterios establecidos en este capítulo son una guía adecuada. Para el ejercicio en desarrollo, se tuvieron en cuenta


▪ 142

los criterios de calidad presentados en la tabla 4.11 y se establecieron los valores que se muestran en el siguiente cuadro:

Cate-goría

Usos permitidos Convención OD DBO5 NO3

I Piscícola o hábitat para peces AZUL > 4 < 5 < 10

IIAbastecimiento agua, recreación con con-tacto no restringido, procesos industriales, riego sin restricciones

VERDE 3 20 10

IIIRiego restringido, explotación manual materiales de construcción, recreación con contacto restringido

AMARILLO 2 30 10

IVEstéticos, explotación mecánica de mate-riales de construcción, enfriamiento

NARANJA 1 30 30

V Drenaje, asimilación desechos ROJO <1 >30 >30

Nota: las concentraciones expresadas en mg/L


iv) Cuarto paso: Resultados: establecer la categoría de calidad del agua de cada tramo y graficar los resultados

Dado que en este ejercicio se tienen tres muestreos en diferentes fechas y como el propósito es establecer un diagnóstico de la calidad actual del agua, lo más práctico es comparar los criterios establecidos en el cuadro anterior con el valor promedio de los datos medidos.

Los resultados se muestran en el siguiente cuadro:

Tramo km Longitud (km)Promedio

CategoríaOD DBO5 NO3

1 0 – 13,5 13,5 6,2 2,7 2,3 I

2 13,5 – 18,5 5,0 6,0 8,5 1,9 II

3 18,5 – 20,2 1,7 5,2 16,9 3,0 II

4 20,2 – 23,3 3,1 4,7 28,7 4,0 III

5 23,3 – 25,7 2,4 4,1 26,1 5,1 III


▪ 143

Tramo km Longitud (km)Promedio

CategoríaOD DBO5 NO3

6 25,7 – 28,1 2,4 3,4 27,3 5,4 III

7 28,1 – 29,4 1,3 0,5 74,0 7,3 V

8 29,4 – 34,7 5,3 1,0 74,3 8,0 V

9 34,7 – 38,6 3,9 2,0 38,0 4,9 V

10 38,6 – 42,7 4,1 5,8 14,7 2,7 II


Como se puede apreciar, en el cuadro anterior se asigna la categoría al tramo teniendo en cuenta el uso más desfavorable. Por ejemplo, en el tramo 2, con respecto al OD y NO3 el tramo sería categoría I; sin embargo, como la DBO5 corresponde a la categoría II, entonces todo el tramo es categoría II, que es más desfavorable. De la misma manera, en el tramo 8, con respecto a NO3, el tramo sería categoría I; sin embargo, como el OD y DBO5 corresponden a categoría V, entonces todo el tramo es cate-goría V.

La razón fundamental de asignar colores a las categorías es para poder mostrar en planos o mapas los resultados de una manera tal que fácil-mente se pueda apreciar la calidad del agua. Por ejemplo, las categorías de usos del agua establecidas en el cuadro anterior están plasmados en la imagen que se muestra en la figura E4.1.

Se observa claramente en la imagen de la figura E4.1 que el recurso hídrico posee una calidad del agua muy buena (azul) antes de recibir los colectores que transportan el agua residual de la población. Ya en la estación E-2 empiezan a entrar aguas residuales al cauce y se va de-gradando la calidad paulatinamente hasta llegar a un estado altamente contaminado en el tramo más largo del río, en la estación E-7 (rojo). A medida que va recibiendo tributarios y se aleja de la ciudad inicia la recuperación después de la estación E-10 (verde).

2. Objetivos de calidad

Ya una vez determinadas las categorías de calidad del agua, se definen los objetivos de calidad, es decir, se establece qué clase de río se quiere o desea tener. Para el ejercicio en curso, a continuación se ilustra la forma como se fijan los objetivos de calidad.


▪ 144

Por ejemplo, en el caso presentado en este ejercicio se puede establecer que en los próximos 5 años (en Colombia se revisan los objetivos de calidad cada quinquenio) todos los tramos (42,7 km de río) deberán estar mínimo en la categoría III y en 10 años (segundo quinquenio) en la categoría II.

Figura E4.1 Calidad del agua del recurso hídrico del ejercicio 4.1 Fuente: GoogleEarth

El siguiente cuadro contiene los objetivos de calidad en los próximos dos quin-quenios.

TramoLocalización

(km)Usos actuales Objetivo de calidad (usos futuros)

1 Quinquenio 2 Quinquenio

1 0 – 13,5 Categoría ITodos

Categoría ITodosOD>4; DBO5<5 y NO3<10

Categoría ITodosOD>4; DBO5<5 y NO3<10

2 13,5 – 18,5 Categoría IITodos menos hábitat para peces

Categoría IITodos menos hábitat para pecesOD>3; DBO5<20 y NO3<10



▪ 145

TramoLocalización

(km)Usos actuales Objetivo de calidad (usos futuros)

1 Quinquenio 2 Quinquenio

3 18,5 – 20,2 Categoría IITodos menos hábitat para peces



4 20,2 – 23,3Categoría IIIRiego restringido, Explotación manual materiales de cons-trucción, Recreación con contacto restrin-gido

Categoría IIIRiego restringido, Explotación manual materiales de cons-trucción, Recreación con contacto restrin-gidoOD>3; DBO5<30 y NO3<10


5 23,3 – 25,7

6 23,3 – 25,7

7 28,1 – 29,4 Categoría VNingún uso benéfico



8 29,4 – 34,7

9 34,7 – 38,6

10 38,6 – 42,7 Categoría IITodos menos hábitat para pecesOD>3; DBO5<20 y NO3<10





[1] EPA. Office of Water. National Recommended Water Quality Criteria-Correction. Abril de 1999. Informe 2, ítem 1.4, pág. 18.

[2] Establishment of water quality criteria. Memorandum No. 19-1. Programa de Saneamiento del Río Medellín. Greeley and Hansen y Compañía Colombiana de Consultores para Empresas Públicas de Medellín. Medellín, Agosto 1981.


▪ 146

[3] Instituto Nacional de Ecología. Norma Oficial Mexicana. Límites Máximos Permisibles de Contaminantes en las Descargas de Aguas Residuales a Cuerpos Receptores y a los Sistemas de Drenaje y Alcantarillado Urbano y Municipal. Junio 28 de 1993. (NOM-PA-CCA-031/93).

[4] Secretaría de Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca. Norma Oficial Mexicana. Límites Permisibles Máximos de Contaminantes en las Descargas de Aguas Resi-duales en Aguas y Bienes Nacionales. Octubre 30 de 1996 (NOM-001-ECOL-1996).

[5] Standard Methods for the Examination of Water and Wasterwater Works Association, Water Pollution Control Federation. 20 ed. New York, 1998.

[6] Water Quality Assessment, Edited by Chapman & Hall. Inglaterra 1992.

CAPÍTULO Índices de calidad del agua

5

5.1 DEFINICIÓN DE ÍNDICE DE CALIDAD DEL AGUA

5.2 EMPLEO DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA

5.3 EL CONCEPTO DE FUNCIÓN DE CALIDAD DEL AGUA

5.4 CONSTRUCCIÓN DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA

5.4.1 Metodología para la construcción de un índice de calidad del agua

5.4.1.1 Primer paso: Definir el (los) objetivo(s) para el cual se va a utilizar el IQA.

5.4.1.2 Segundo paso: Seleccionar los parámetros por incluir en el IQA

5.4.1.3 Tercer paso: Formular la expresión matemática para calcular el IQA.

5.4.2 Aplicación del método para la construcción de un IQA

5.5 ÍNDICES DE CALIDAD CON BASE EN LAS CARACTERÍSTICAS FISICOQUÍMICAS DEL AGUA

5.6 ÍNDICES BIOLÓGICOS DE CALIDAD DEL AGUA (IBA)

5.6.1 El indicador ideal

5.6.2 Macroinvertebrados acuáticos como indicadores de contaminación orgánica


▪ 149

CAPÍTULO 5

Índices de calidad del agua

5.1 DEFINICIÓN DE ÍNDICE DE CALIDAD DEL AGUA

El término calidad del agua encierra por sí mismo cierto grado confusión y, a la vez, ha sido muy criticado por algunos de los expertos en el tema. Mientras que calidad ecológica del agua, calidad fisicoquímica, calidad biológica u otros términos tienen cierta tradición, un índice de calidad del agua (IQA) se presta a muchas interpretaciones. Por ello se necesita centrar el tema y darle el marco de referencia adecuado.

Calidad del agua es un concepto relativo que depende del uso que va a tener el agua o el sistema hídrico que se quiere evaluar. Dependiendo de si el agua se va a usar para consumo humano, riego, transporte de mercancías, fomento de la vida de los peces o mantenimiento del ecosistema con todas sus características funcionales, el sistema de evaluación de la calidad será diferente.

Es claro, con base en la discusión anterior, que no existe una variable o un parámetro físico, químico o biológico que permita definir la calidad del agua en un determinado tiempo o sitio. Por lo tanto, se define como índice de calidad del agua a la expresión matemática que se calcula considerando tres aspectos:

i) Aspectos fisicoquímicos. Las concentraciones, especies y tipos de sustancias orgánicas e inorgánicas presentes en el agua.

ii) Aspectos biológicos. La composición y estado de la biota acuática.

iii) Aspectos no acuáticos. Los cambios temporales y espaciales que son debidos a los factores intrínsecos y externos al sistema acuático en estudio. Por ejemplo, la canalización del cauce, la presencia de bosques en las riberas de la corriente, etc.

Involucrar los anteriores aspectos en un solo valor evita confusiones. Estu-dios anteriores demuestran que los índices desarrollados con base en variables fisicoquímicas (aspecto 1) por sí solos no son buenos informadores de la calidad


▪ 150

del agua (PRAT et. 1986)1. Sin embargo, se siguen utilizando índices basados en las características fisicoquímicas del agua, incluso que permiten cierta automa-tización como el IAQA (QUERALT et al., 1995)2 que define hasta siete niveles de calidad del agua usando cinco parámetros (conductividad, temperatura, carbono orgánico total, oxígeno disuelto y sólidos suspendidos). El índice ICA propuesto por la National Science Foundation de los Estados Unidos (NFS por sus siglas en inglés) ha sido utilizado por diferentes entidades en la evaluación de la calidad del agua del río Medellín. La referencia 1 contiene un estudio realizado en 1997 por la Universidad de Antioquia en el cual se utilizó el ICA en la evaluación de la calidad del agua del río Medellín.

Las diferentes revisiones sobre el tema que se han hecho coinciden en que es necesaria una combinación de los diferentes parámetros pero que resulta indispensable la inclusión en el índice de variables biológicas. Por lo tanto, en la selección o elaboración de los índices de calidad se requiere la integración de todos los parámetros o variables que puedan definir el recurso hídrico como ecosistema. Esta integración no es fácil y en los manuales más modernos sobre calidad de las aguas no se encuentra todavía una solución definitiva (referencia 2).

Por otra parte la medida de la calidad biológica (aspecto 2) del agua cuenta con una larga trayectoria y hoy en día existen métodos desde las técnicas bio-químicas hasta el estudio de ecosistemas enteros. Para las aguas superficiales dulces existe un manual que todavía es una referencia obligada (referencia 7).

De todas formas, la mayoría de los métodos necesitan de un trabajo intenso de campo por lo que existe también una línea de trabajo que pretende simplificar de la forma más precisa posible los índices, de manera que sea fácil su determi-nación, en lo que se llama índices de evaluación rápidos de la calidad del agua. Estos índices se han usado especialmente en Norteamérica y una síntesis de todos los índices usados, y la bibliografía más reciente ha sido publicada por la EPA.

La consideración en la evaluación de la calidad del agua de elementos del sistema que no sean acuáticos (aspecto 3), por ejemplo bosques, aves, o la geomorfología de la cuenca ha sido también un tema de investigación recurrente en la literatura científica. A la inclusión de aspectos no acuáticos en la deter-minación de un índice de calidad del agua se le conoce como Gestión Integral de Aguas, y autores como MITCHELL (1990) ya se habían preocupado por la integración de los usos de la cuenca con la calidad de las aguas.

En forma resumida, aunque se han diseñado y utilizado muchas definiciones para índices de calidad del agua, para el autor la siguiente definición es la más acertada: Un índice del calidad del agua es la expresión global o integrada en

1 Tomado de la referencia 2.2 Tomado de la referencia 2.

ÍndiCes de CALidAd deL AgUA

▪ 151

la cual se combinan factores naturales de tipo morfológico, geográfico y/o cli-mático con las características fisicoquímicas y biológicas del agua, sin ignorar la estética de la zona.

5.2 EMPLEO DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA

Cuando un investigador se ve ante la disyuntiva de evaluar la calidad del agua de un recurso hídrico tiene dos opciones: i) utilizar un índice de calidad del agua elaborado por algún autor o alguna agencia ambiental, o ii) desarrollar su propio índice.

Existen ventajas y desventajas cuando se va a utilizar un índice ya desarro-llado, entre ellas están:

Ventajas de utilizar un índice de calidad del agua ya desarrollado

Desventajas de utilizar un índice de calidad del agua ya desarrollado

• Debe ser un índice que ahorre tiempo y esfuerzo técnico.

• No siempre se pueden medir los paráme-tros o variables incluidas en la expresión para el índice.

• Es recomendable que el índice permita hacer comparaciones con resultados obtenidos en otras regiones.

• Pierden validez en el tiempo. Por ejemplo en los años 50 se desarrolló el índice de saprofitos para evaluar la calidad del agua desde el punto de vista biológico. Actualmente, los saprofitos han sido reemplazados por los macroinvertebra-dos que han reportado resultados más representativos.

Dada la gran variedad de índices de calidad del agua que se encuentran en la literatura, el autor considera que el mejor método pedagógico para que el lector se familiarice con el empleo y desarrollo de un índice de calidad ya elaborado es revisar los artículos científicos en los cuales se ha publicado la evaluación de la calidad del agua de un recurso hídrico utilizando un índice. Las referencias 6, 8 y 9 son excelentes artículos sobre la aplicación de índices de calidad del agua utilizados en la evaluación de la calidad del agua.

Actualmente en Colombia se ha propuesto la utilización del índice llamado ICACOSU (Índice de calidad del agua para corrientes superficiales). Este IQA fue publicado en agosto de 2009 por el Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales de Colombia (IDEAM) como herramienta institucional para evaluar el recurso hídrico en Colombia; éste, a su vez, fue aprobado por el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial en sus estudios de consolidación del diagnóstico de la calidad del recurso hídrico, en el marco de la formulación de la Política Hídrica Nacional y el Plan Hídrico presentado en el 2010 (IDEAM, 2009). La referencia 4 contiene la publicación oficial del IDEAM en la cual se explica la formulación y aplicación del ICACOSU.


▪ 152

5.3 EL CONCEPTO DE FUNCIÓN DE CALIDAD DEL AGUA

En muchos estudios de calidad del agua se necesita o requiere asociar la concentración de determinado parámetro o variable con la calidad del agua o un determinado uso benéfico, es decir, se requiere indexar la variable lo cual equivale a asignar valores de calidad entre cero (0) y uno (1) a diferentes concentraciones de las variables.

Por ejemplo, la figura 5.1 muestra la función de calidad publicada por Viña et al., (referencia 9) para el caso de la DBO5. Como puede apreciarse, en esta referencia, el autor asigna valores entre 0 y 1 para diferentes concentraciones de DBO5, es decir, para concentraciones bajas de DBO5 asigna un valor de cero para el índice y se considera que la calidad del agua es buena; caso contrario sucede para valores altos de DBO5.

También puede apreciarse que toda curva o función de calidad tiene asociada una ecuación matemática. En el caso de la figura 5.1, utilizando la ecuación matemática incluida en el gráfico se puede calcular el índice (entre 0 y 1) para cualquier concentración de DBO5 que se está analizando.

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Índi

ce d

e D

BO

5

DBO = -0.05 + 0.7 log DBO

DBO 5 (g/m3)

ContaminaciónBuena Regular Baja

Calidad

Figura 5.1 Función de calidad para DBO53

3 VIÑA G., RAMÍREZ A. Y RESTREPO R., 1997. “Cuatro índices de contaminación para la carac-terización de aguas continentales. Fórmulas y aplicación. Revista CT&F Ciencia, Tecnología y Futuro. Vol. 1, No. 3, Diciembre 1007


▪ 153

5.4 CONSTRUCCIÓN DE ÍNDICES DE CALIDAD DEL AGUA

Cuando el investigador decide elaborar un IQA propio y representativo de la región y cuerpo de agua que está analizando, es aconsejable que se sigan las recomendaciones (ventajas y desventajas) nombradas en numeral 5.2, y además, se tenga en cuenta el procedimiento que se ilustra a continuación.

5.4.1 Metodología para la construcción de un índice de calidad del agua

El proceso de construcción de un IQA puede resumirse en la realización de tres pasos:

5.4.1.1 Primer paso: Definir el (los) objetivo(s) para el cual se va a utilizar el IQA.

El primer paso para desarrollar un IQA consiste en definir claramente el propósito para el cual se desea emplear el índice. A continuación se citan varios casos en los cuales se puede utilizar un IQA en un estudio de calidad del agua.

• Un IQA puede emplearse para establecer objetivos de calidad del agua. Por ejemplo, subir el valor del IQA de 7 a 8 (en una escala de 0 a 10), para un determinado año en un tramo específico de una corriente de agua.

• Los IQA pueden ser utilizados como herramientas de gestión. Por ejemplo, evaluar la efectividad de una obra de mitigación de contaminación del agua. En este caso se mide el IQA antes y después de construir la obra con el propósito de valorar el efecto de la obra en la calidad del agua.

• La evaluación continua de un IQA puede mostrar la tendencia en el tiempo del estado de contaminación de un recurso hídrico. Cuando la serie de valores medidos del IQA muestre una tendencia decreciente, obviamente esta será una indicación de que el recurso hídrico se está deteriorando.

5.4.1.2 Segundo paso: Seleccionar los parámetros por incluir en el IQA

Una de las decisiones más importantes es definir cuáles serán los parámetros que se van a utilizar en la elaboración del índice. Normalmente, la selección de los parámetros por incluir en el IQA está relacionada con el presupuesto disponible; se recomienda que los parámetros que se elijan sean representativos de los aspectos (fisicoquímicos, biológicos ó no acuáticos) que se desea valorar.

Cuando se desea que en el IQA quede reflejada la capacidad recuperadora de la corriente, el oxígeno disuelto o su porcentaje de saturación son indicadores muy apropiados para valorar esta actividad.


▪ 154

Si se considera que el contenido de materia orgánica debe incluirse en el IQA, entonces, se pueden emplear parámetros como la DBO5, DQO, los sólidos volátiles o el carbono orgánico total (COT).

La profundidad al disco Secchi, la turbiedad, el color y los sólidos suspendidos son parámetros ideales para incluir la influencia del aspecto estético del agua en el IQA. De la misma manera, el recuento de coliformes totales y fecales son indicadores de contaminación fecal y los metales pesados de toxicidad.

En los IQA también se pueden incluir variables biológicas que pueden reflejar diferentes aspectos de la calidad del agua. Entre las variables biológicas puede incluirse el recuento de macroinvertebrados, análisis de tejidos, determinaciones fisiológicas, etc.

Con respecto a los aspectos no acuáticos, se acostumbra incluir en el IQA variables como la longitud de la corriente que se encuentra canalizada, la cobertura de bosques, etc.

5.4.1.3 Tercer paso: Formular la expresión matemática para calcular el IQA.

Después de que se han seleccionado los parámetros por incluir en el IQA, se procede a elaborar la ecuación matemática para calcular el valor del índice. Por ejemplo, supóngase que en un estudio de calidad del agua se determinó que el IQA debe incluir los parámetros: DBO5, DQO, OD, coliformes fecales (CF), SS, color y turbiedad (tur). En resumen, la ecuación para el IQA es una función que tendrá la siguiente forma:

IQA ∝ ƒ(DBO, DQO, OD, CF, SS, color, tur)

Para construir la ecuación se procede de la siguiente manera:

i) Se establece el rango de variación del IQA. Normalmente los IQA varían en rangos, por ejemplo, entre 0 y 1; 0 y 10 ó 0 y 100 dependiendo de quien esté elaborando el índice.

ii) Se agrupan los parámetros o variables seleccionadas en los términos que representan los aspectos por evaluar. Se puede tener el número de términos que se desee. En el ejemplo en mención se observa que se decidió valorar la carga orgánica utilizando DBO5 y DQO, el efecto recuperador con el OD, la contaminación fecal con CF y el aspecto estético con SS, turbiedad y color. Por lo tanto, la ecuación para calcular el IQA tendrá los siguientes términos:

Término carga orgánica: (DBO5*DQO)

Término efecto recuperador: (OD)

Término contaminación fecal: (CF)

Término aspectos estéticos: (SS*tur*color)


▪ 155

Como se puede observar, las variables dependientes se colocan en un mismo término y se multiplican. En el presente ejemplo, se considera que la DBO está relacionada directamente con la DQO (se puede expresar una en función de la otra) pero es independiente de los demás parámetros, por lo tanto, estas dos variables se agrupan en un solo término. La misma situación ocurre con la turbiedad, el color y los SS. El resto de parámetros se consideran independientes.

Los valores de DBO5, DQO, OD, etc., no son las concentraciones obtenidas para estos parámetros, son valores entre cero y uno (0 y 1) calculados con las funciones de calidad, es decir, son variables indexadas. En el ejercicio 5.1 se ilustra el cálculo de los valores indexados para las concentraciones de diferentes parámetros.

iii) Para establecer la importancia que tiene cada uno de los términos en el valor total del IQA se le asigna un peso a cada término. Por consiguiente, aplicando este concepto al ejemplo que se está considerando, la expresión matemática para el IQA tendrá la siguiente forma:

IQA = a*(DBO5*DQO) + b*(OD) + c*(CF) + d*(SS*tur*color)

Carga Efecto Contaminación Aspecto orgánica recuperador fecal estético

Donde a, b, c y d son los factores de ponderación (importancia) o el peso de cada uno de los términos considerados en la ecuación. La suma de todos los pesos debe ser igual al máximo valor del rango en el cual está variando el IQA. Por ejemplo, si se desea que el IQA varíe entre 0 y 10, entonces se tendrá:

a + b + c + d = 10

La asignación de pesos es un aspecto cualitativo. Por lo general, estos valores se obtienen realizando encuestas a expertos en calidad del agua en las cuales los encuestados sugieren valores para cada peso. Al final se puede tomar, como valor de cada peso, el valor promedio obtenido para cada uno de ellos en las encuestas.

5.4.2 Aplicación del método para la construcción de un IQA

A continuación se presenta un ejercicio en el cual se aplica el procedimiento propuesto en el numeral anterior para construir un IQA.


▪ 156

Ejercicio 5.1 Construcción de un índice de calidad del agua

• Con el propósito de poner en práctica el método explicado para construir un IQA, a) se desea elaborar un índice con los datos de calidad del agua empleados en la referencia 6, y b) comparar los resultados con los reportados en la referencia 6. Los datos utilizados corresponden al muestreo realizado en la estación Machado sobre el río Medellín y son:

Parámetro Machado

Oxígeno disuelto (mg/L) 0,7

Coliformes fecales (NMP/100 ml*104) 800

pH 7

DBO5 (mg/L) 56

NO3 (mg/L) 0,7

PO4 (mg/L) 0,4

T oC 22

Turbiedad (UJ) 162

ST (mg/L) 687

Solución: 1. Construcción del índice de calidad del agua

i) Objetivo para el cual se construye el IQA. El objetivo es construir un IQA con el propósito de comparar los

resultados con el índice (ICA) calculado en la referencia 6.

ii) Parámetros por emplear en la expresión matemática para calcular el IQA

Se utilizan los nueve parámetros incluidos en los datos.

iii) Expresión matemática para calcular el IQA Con base en lo explicado en el numeral 5.4.1.3, se procede de la

siguiente manera:

a. Rango de variación del IQA y convenciones No existe ningún procedimiento que establezca los rangos de

variación de los IQA ni las convenciones. Simplemente el desar-rollador del índice, dependiendo de su experiencia y consultando con la literatura especializada, establece los valores que cree convenientes. Para el presente ejercicio, se establece que el IQA tendrá un rango de variación entre 0 y 10 y dependiendo del valor resultante, las corrientes se clasificarán de acuerdo con la siguiente convención:


▪ 157

Valor IQA Convención Significado

9 - 100 AZULRecurso hídrico en estado natural. Agua de muy buena calidad

7 - 9 VERDERecurso hídrico levemente contaminado. Agua buena calidad

5 – 7 AMARILLORecurso hídrico regularmente contaminado. Agua regularmente contaminada

2,5 - 5 NARANJARecurso hídrico contaminado. Agua alta-mente contaminada

0 - 2,5 ROJORecurso hídrico muerto. Se ha sobrepasado la capacidad de autodepuración del recurso.


b. Términos que componen el IQA

Los parámetros que van a componer el índice se agrupan en los siguientes términos:

Término carga orgánica: (DBO5)

Término efecto recuperador: (OD)

Término contaminación fecal: (CF)

Término aspectos estéticos: (ST*turbiedad), se juntan porque son dependientes

Término nutrientes: NO3 y PO4, separados porque a pesar que de ambos son nutrientes son variables independientes

Los demás parámetros van en términos separados porque son variables independientes.

c. Ecuación para calcular el IQA

La expresión matemática que utilice los parámetros disponibles en el cálculo del IQA será:

IQA = a*(DBO5) + b*(OD) + c*(CF) + d*(SS*tur) + e*(NO3) + f *(PO4) + g*(pH) + h*(ToC)

Donde:

a + b + c + d + e + f + g + h = 10

Como se mencionó anteriormente, los pesos o factores de ponde-ración son el resultado de encuestas realizadas a varios expertos


▪ 158

en el tema. Dado que no se ha realizado una encuesta, para este ejercicio se opta por los pesos utilizados por ICA descrito en la referencia 6. La ecuación para calcular el IQA finalmente tiene la siguiente forma:

IQA = 1 * (DBO5) + 1,7 * (OD) + 1,5 * (CF) + 1,6 * (SS * tur) + 1 * (NO3) + 1 * (PO4) + 1,2 * (pH) + 1 * (T oC)

d. Normalización o indexación de las variables

A cada una de las variables o parámetros que están entre parén-tesis y que componen la ecuación anterior hay que darle valores entre cero y uno (0 y 1), es decir, hay que normalizar o indexar el parámetro. Para realizar esta actividad se han utilizado dos fuentes de información: los factores de normalización presentados en la referencia 8 y las funciones de calidad reportadas en la referencia 9. El siguiente cuadro ha sido adaptado con base en las referencias mencionadas y muestra la utilización tanto las funciones de calidad como los factores de normalización utilizados.

Pará-metro

Factor de Normalización1

100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

Valores Analíticos

DBO5 DBO = - 0,05+0,7 * log(DBO,mg/L)2, si DBO5 > 30 ⇒ 0; si DBO5 < 2 ⇒ 1

% sat OD

OD = 1 - 0,01 * (OD, %)2

Nitratos <0,5 <2 <4 <6 <8 <10 <15 <20 <50 ≤100 >100

PO4 <0,16 <1,6 <3,20 <6,4 <9,6 <16 <32 <64 <96 ≤160 >160

ST <250 <750 <1.000 <1.500 <2.000 <3.000 <5.000 <8.000 <12.000 ≤20.000 >20.000

pH 7 7-8 7-8,5 7-9 6,5 6-9,5 5-10 4-11 3-12 2-13 1-14

T oC 21/16 22/15 24/14 26/12 28/10 30/5 32/0 36/-2 40/-4 45/-6 >45/<-6

CT <0,5 <2 <3 <4 <5 <6 <8 <10 <12 ≤15 >15

Turbidez <5 <10 <15 <20 <25 <30 <40 <60 <80 ≤100 >100

1 Factores de normalización adaptados de la referencia 8.2 Funciones de calidad adaptadas de la referencia 9.



▪ 159

Con base en el cuadro anterior, se determinan los valores de las variables normalizadas, tal como se explica en el siguiente cuadro

Parámetro ConcentraciónValor de la variable

normalizadaObservaciones

DBO5 56 0 DBO5 > 30 mg/L ⇒ 0

% sat OD1 9,5 0,1% de sat = 0,7 * 100/7,4 ≅ 9,5%OD = 1 – 0,01*(9,5)2 = 0,1

Nitrato 0,7 0,9El NO3 es >0,5 y <2, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 0,9

PO4 0,4 0,9El PO4 es >0,16 y <1,6, ⇒ según el cua-dro de normalización, la variable vale 0,9

ST 687 0,9Los ST son >250 y <750, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 0,9

pH 7 1Para pH igual a 7, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 1

T oC 22 0,9Para T oC igual a 22, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 0,9

CT 8.000.000 0La concentración de CF>15, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 0

Turbidez 162 0La turbiedad > 100, ⇒ según el cuadro de normalización, la variable vale 0

1 OD saturación a 22 oC y 1.410 msnm es igual a 7,4 mg/L2 Concentración de OD medida en el sitio

En conclusión el valor del IQA será:

IQA = 1 * (DBO5) + 1,7 * (OD) + 1,5 * (CF) + 1,6 * (SS * tur) + 1 * (NO3) + 1 * (PO4) + 1,2 * (pH) + 1 * (T oC)

IQA = 1 * (0) + 1,7 * (0,1) + 1,5 * (0) + 1,6 * (0,9 * 0) + 1 * (0,9) + 1 * (0,9) + 1,2 * (1) + 1 * (0,9)

IQA = 4,07

Nota: como no se tiene el valor de los SS sino el de los ST, se asume que consi-derar ST ≅ ST no distorsiona el valor del IQA.


▪ 160

El valor del IQA igual a 4,07 corresponde, según las convenciones adoptadas, a un recurso hídrico en el cual el agua está altamente contaminada.

2. Comparación con los resultados de la referencia 6

El valor del índice utilizado en la referencia 6 para evaluar la calidad del agua fue de 39,15 (escala de 0 a 100), correspondiente a una clasificación de la corriente como de mala calidad (rango entre 26 y 50).

Como puede apreciarse, con el índice desarrollado en el presente ejercicio se obtiene prácticamente la misma clasificación de calidad del agua para la corriente. Lo anterior indica que el índice construido está reflejando adecu-adamente la calidad del agua.

–v–

5.5 ÍNDICES DE CALIDAD CON BASE EN LAS CARACTERÍSTICAS FISICO-QUÍMICAS DEL AGUA

Cuando se decide evaluar la calidad del agua con un IQA empleando únicamente parámetros fisicoquímicos, se debe tener en cuenta que existen diferencias con respecto a la no inclusión de parámetros biológicos. Un resumen de dichas dife-rencias se presenta a continuación:

Evaluación fisicoquímica Evaluación biológica

Ventajas

Cambios temporales detallados Integración espacial y temporal

Determinación precisa de los contaminantes Respuesta a la contaminación crónica

Se pueden saber los flujos de contaminantes Respuesta a la contaminación puntual

Uso en aguas subterráneas Posible estudiar bioacumulación

Fácil estandarización Estudios en tiempo real (bioensayos)

Medida de la degradación del hábitat

Inconvenientes

Límite de detección de microcontaminantes Sensibilidad temporal baja

Sin posibilidad de integración temporal Dificultades de cuantificación

Posible contaminación de las muestras Dificultades de estandarización

Costo elevado Sin validez para estudios de flujos

Dificultad de utilizar en aguas subte-rráneas


Las ventajas de la utilización de los índices biológicos se centran especial-mente en la integración que se produce cuando se usan adecuadamente y su


▪ 161

relativo bajo costo. Por otra parte, los problemas de estandarización de índices biológicos es difícil de lograr y demandan un alto esfuerzo.

De los índices de calidad del agua elaborados con base en parámetros fisicoquímicos el más utilizado en nuestro medio es el ICA desarrollado por la NSF. El documento original en el cual se encuentra la descripción completa y uso de este IQA está en la referencia 7. En la referencia 1 ya mencionada y en el artículo Morales (referencia 6) se presentan ejemplos de la aplicación, en dos épocas diferentes, del ICA de la NFS al caso del río Medellín. Behar et al. (1997), también utilizó este ICA al río Cauca (referencia 2). Otro IQA diferente al ICA de la NFS fue utilizado por Rivas et al., (referencia 8) al caso del Río Catatumbo en Venezuela.

5.6 ÍNDICES BIOLÓGICOS DE CALIDAD DEL AGUA (IBA)

Las características de la biota existente son consideradas como buenos indicado-res del estado de calidad del agua de un recurso hídrico. Dado que la orientación de este libro está dirigida hacia la parte ingenieril y no biológica de la calidad del agua, solamente se discuten conceptos básicos que el lector debe tener en cuenta cuando decide utilizar un índice biológico en la evaluación de la calidad del agua de un recurso hídrico.

5.6.1 El indicador ideal

La selección del grupo indicador es lo primero que se realiza cuando se va a utilizar un índice biológico, ya que el grupo condiciona muchos aspectos (desde la metodología hasta la relevancia de los resultados).

Las características del grupo indicador deben dar el perfil del indicador ideal que debería incluir:

• Facilidad de identificación taxonómica.

• Facilidad de muestreo.

• Amplia distribución.

• Que exista una buena información acerca del grupo.

• Que sea sedentario.

• Abundante.

• De larga vida.

• De tamaño grande.

• Que se pueda cultivar en el laboratorio.

• Que sea poco variable genéticamente.

• Que su papel en la comunidad sea poco variable (que ocupe siempre el mismo nivel trófico).


▪ 162

Con este perfil no existe ningún indicador ambiental que reúna todas las condiciones anteriores y por ello se debe buscar entre los muchos grupos aquel grupo o grupos que reúnan la mayoría de las cualidades que se enumeraron anteriormente. En la tabla 5.1, como ejemplo, se expresa una valoración de los diferentes grupos según su mayor (3) o menor (1) adecuación a las características del indicador biológico. Se indica también el porcentaje de uso de los diferentes grupos en los trabajos publicados sobre el tema.

Tabla 5.1 Características que debe reunir un grupo biológico para ser utilizado como bioindicador.

Característica Bacterias Protozoos AlgasMacroin-vertebra-

dosMicrófitos Peces

Taxonomía 2 1 1 3 3 3

Muestreo 2 2 2 2 3 1

Distribución 3 3 3 2 2 1

Información 1 1 2 2 2 2

Int. Económico 2 1 1 1 2 2

Bioacumulación 1 1 1 2 2 3

Laboratorio 2 1 2 2 2 1

Genética 1 1 2 2 2 1

Nivel trófico 1 1 1 3 1 2

Sedentaridad 1 1 2 2 3 1

Abundancia 2 2 3 3 1 1

Ciclo de vida 1 1 1 2 2 2

Tamaño 1 1 1 3 3 3

Variabilidad 1 1 2 2 3 1

Uso (%) 15 17 25 26 5 6

Fuente: Behar R., Zuñiga, M. Del C. y Rojas, O., 1997. “Análisis y valoración del índice de calidad del agua (ICA) de la NSF: El caso de los ríos Cali y Meléndez (Cali - Colombia)”

Según la tabla 5.1, los indicadores biológicos más adecuados serían los macroinvertebrados y las algas que fueron los grupos que mayores cualidades presentaron para ser utilizados como bioindicadores.

Para una mayor claridad sobre la selección de los grupos indicadores biológicos, a continuación se hace una comparación cualitativa entre los diferentes grupos:


▪ 163

Ventajas Inconvenientes

BacteriasRápido crecimientoFácil cultivo

Incertidumbre vialidadTiempos cortos

ProtozoosFácil muestreoSistema saprofitos

Problemas en la taxonomía

Algas Difícil cuantificación

MacroinvertebradosTiempo de vida largoIndicadores sencillos

MicrófitosFácil muestreoFácilmente visibles

PecesMucha informaciónArriba en la cadena trófica

Alta movilidadMuestreo difícil


A lo largo de la historia se han utilizado los diferentes grupos según las preferencias del investigador. Actualmente, en la literatura especializada el bioindicador más empleado son los macroinvertebrados.

5.6.2 Macroinvertebrados acuáticos como indicadores de contaminación orgánica

El grupo de los macroinvertebrados acuáticos está constituido fundamentalmente por formas bentónicas que se pueden observar a simple vista. Dentro de esta categoría se incluyen varios grupos entre los cuales los más importantes son los artrópodos, y en particular las larvas de insectos.

Debido a su forma de vida predominantemente sedentaria o sésil y su estre-cha relación y dependencia con las condiciones prevalecientes en su hábitat, los macroinvertebrados han sido los organismos acuáticos que más frecuentemente se han empleado en la evaluación del grado de deterioro de las aguas naturales. Se caracterizan por ser relativamente fáciles de identificar taxonómicamente y su captura no implica el empleo de medios sofisticados. De esta forma, las técnicas de muestreo se han estandarizado con el empleo de equipos sencillos y poco costosos. Otras características importantes que favorecen su empleo como indicadores ambientales son: ciclo de vida muy prolongado en comparación con otros organismos acuáticos, distribución amplia, abundantes, y presentan facilidad de cultivo bajo condiciones de laboratorio.

Al evaluar la calidad de las aguas mediante la composición y estructura de las comunidades de macroinvertebrados, se debe considerar que un medio acuático presenta una buena calidad cuando tiene unas características que permiten que en su lecho se establezcan las comunidades de macroinvertebrados que le son propias (Alba-Tercedor, 1996).


▪ 164

Aunque los macroinvertebrados son los organismos acuáticos que mejor se emplean como indicadores de la calidad del agua, su empleo correcto implica el conocimiento de sus restricciones para su uso.

En el diseño de los muestreos de campo se deben considerar en lo posible sitios de monitoreo con características del sustrato, profundidad y velocidad de la corriente muy similares. Son particularmente importantes las características del sustrato debido a que la presencia de numerosas formas bentónicas está estrechamente ligada con la granulometría del fondo.

Debe considerarse que a medida que aumenta la altitud y disminuye la temperatura decrece el número de los taxa. En consecuencia, para el análisis de los resultados es necesario considerar esta situación para no interpretar de una forma errónea la ausencia de formas indicadoras o bajos valores en la diversidad.

De acuerdo con la literatura revisada al respecto, el principal problema del empleo de los indicadores en Colombia es el desconocimiento de su biología, de su taxonomía hasta el nivel de especie, ecología y distribución. Según los investigadores, estos indicadores deben utilizarse con precaución, hasta que se refuerce su estudio con análisis estadísticos.

La aplicación del estudio de los macroinvertebrados como reveladores de la calidad del agua se remonta a principios del siglo XX en Europa, especialmente en Alemania e Inglaterra. Más recientemente en España, Margalef inició el empleo de las características de los macroinvertebrados para el análisis de la calidad del agua.

En Suramérica, el uso de los macroinvertebrados y su relación con las condi-ciones ambientales de los cuerpos de agua tuvo su origen en Brasil y actualmente se aplica en este país y en otros como Chile, Uruguay y Argentina. En Colombia, la investigación sobre las características taxonómicas de los macroinvertebrados se inicia a finales de la década de los 70.

En el departamento de Antioquia y especialmente en el río Medellín se han realizado algunas investigaciones con el objeto de establecer la calidad ambiental del río a partir de las características de los macroinveretebrados (Roldán, 1972; Mathias y Moreno, 1983; Palacio y Parra, 1990; Instituto Mi Río, 1997). Existen además algunas tesis de grado realizadas por estudiantes de la Universidad de Antioquia en esta y otras zonas del Departamento (Alzate, 1985; Restrepo, 1989; Acevedo, 1992; Castrillón, 1995).

Sobre la forma o procedimiento para tomar muestras biológicas en un re-curso hídrico se deben consultar en la literatura especializada los métodos más apropiados como por ejemplo la referencia 5 u otro libro especializado.


▪ 165

En Colombia el índice biótico más utilizado ha sido el BMWP (The Biological Monitoring Working Party) desarrollado en Gran Bretaña por Armitage et al (1983). Este índice fue adaptado por Alba-Tercedor y Jimenez-Millán (1987) y se utilizó en la caracterización de la calidad del agua del río Medellín realizada por el Instituto Mi Río en 1997 (ver referencia 1).

Figueroa, et al. (referencia 3) presenta una excelente aplicación sobre la eva-luación de la calidad del agua utilizando un índice biótico al río Dama en Chile.


Utilizando los datos de calidad del agua que se presentan abajo, determinar el valor del índice de calidad ICACOSU propuesto por el IDEAM y cuya descripción se encuentra en la referencia 10. Las direcciones electrónicas en las cuales se puede acceder a esta publicación son:

• http://institucional.ideam.gov.co/jsp/loader.jsf?lServicio=Publicaciones&lTipo=publicaciones&lFuncion=loadContenidoPublicacion&id=670

• http://institucional.ideam.gov.co/descargas?com=institucional&name=pubFile258&downloadname=Ficha%20Indicador%20Indice%20de%20Cali-dad%20Agua%20en%20Corrientes%20Superficiales%20-%20ICACOSU-%20Versi%F3n_2.pdf

Datos de calidad del agua

Parámetro Estación Parámetro Estación

Oxígeno disuelto (mg/L) 0,7 Turbiedad (UJ) 162

Coliformes fecales (NMP/100 ml*104)

800 ST (mg/L) 687

pH 7 Conductividad (microS/cm) 250

DBO5 (mg/L) 56 Caudal promedio (m3/s) 27

DQO (mg/L) 213 Caudal mínimo (m3/s) 18

NO3 (mg/L) 0,7 Caudal máximo (m3/s) 35

PO4 (mg/L) 0,4Altura sobre nivel del mar (m)

1.538

T oC 22



▪ 166

Respuesta:

Porcentaje de saturación de

oxígenoColiformes fecales

Sólidos suspen-didos

Relación N/P

Ox (mg/L)

0,7(NMP/100 ml*104)

800SS (mg/L)

687 N/P 1,75

ln C* 2,161 ICF 0,10 ISST 0 IDQO 0,15

C* 8,68

ln Pw –1,16 DBO5 DQO Caudal promedio

Pw (atm) 0,31DBO5 (mg/L)

56DQO (mg/L)

213 Q (m3/s) 27

q 0,00069 IDBO5 0 IDQO 0,13 ILCAG 0,48

P (atm) 0,84

Cp 6,67 Conductividad pH

PS (%) 10,50Cond. (microS/cm)

250 pH 11,1

I%satod 0,11 ICond 0,102 IpH 0,1

Cálculo del índice ICACOSU

Variable Peso Valor del subíndice Resultado

Oxígeno disuelto 0,17 0,018

Relación N/P 0,17 0,026

Sólidos suspendidos 0,17 0,000

DQO 0,17 0,021

Conductividad 0,17 0,017

pH 0,15 0,015

Suma 1 0,097

ICAfa 0,097

ILCAG 0,477

ICACOSU 0,211 ROJO



▪ 167


[1] Aspecto biológico y fisicoquímico del río Medellín: Estado social, ecológico y ambiental del río Medellín. INSTITUTO MI RÍO, tomo I. Medellín 1997.

[2] BEHAR R., ZUÑIGA, M. DEL C. Y ROJAS, O., 1997. “Análisis y valoración del índice de calidad del agua (ICA) de la NSF: El caso de los ríos Cali y Meléndez (Cali - Colombia)” , Seminario internacional sobre Macroinvertebrados Bentónicos como Bioindicadores de la Calidad del Agua, Cali - Colombia.

[3] FIGUEROA, R. ARAYA, E. et al. “Macroinvertebrados bentónicos como indicadores de calidad del agua” . Centro de Ciencias Ambientales, EULA-Chile, Universidad de Concepción, Concepción Chile.

[4] IDEAM, 2009. Índice de calidad general en corrientes superficiales ICACOSU. Boletín Informativo IDEAM de Agosto de 2009. 6 p.

[5] MARGALEF, RAMÓN. Ecología. Editorial Omega. Barcelona, España.

[6] MORALES, GUILLERMO. 1984. “Índices de calidad del agua y el Río Medellín” . Revista AINSA, 4(2). Medellín, Colombia.

[7] OTT W.R. (1978) Environmental Indices. Theory and Practice. AA Science. Ann Arbor, Michigan (USA).

[8] RIVAS, Z. et al., Determinación del índice de calidad del agua en la cuenca del río Catatumbo, Venezuela.

[9] VIÑA G., RAMÍREZ A. Y RESTREPO R., 1997. “Cuatro índices de contaminación para la caracterización de aguas continentales. Fórmulas y aplicación. Revista CT&F Ciencia, Tecnología y Futuro. Vol. 1, No. 3, Diciembre 1007.


CAPÍTULO Manejo y análisis de datos de calidad del agua

6

6.1 MANEJO, ALMACENAMIENTO Y ACCESO A DATOS DE CALIDAD DEL AGUA

6.2 ESTADÍSTICAS BÁSICAS6.2.1 Medidas de tendencia central y cuartiles.6.2.2 Medidas de dispersión o variabilidad.

6.3 DISTRIBUCIONES6.3.1 Aplicación de la distribución normal al análisis

de datos de calidad del agua6.3.1.1 Método visual para chequear

la normalidad de los datos6.3.1.2 Método gráfico para chequear

la normalidad de los datos6.3.1.3 Pruebas estadísticas

6.3.2 Distribuciones no normales.6.4 PRUEBAS O CONTRASTE DE HIPÓTESIS (LA PRUEBA t

DE STUDENT)6.5 CORRELACIÓN Y ANÁLISIS DE REGRESIÓN

6.5.1 Correlación6.5.2 Análisis de regresión

6.6 PRESENTACIÓN DE DATOS6.6.1 Tipos de presentaciones gráficas6.6.2 Gráficos de series de tiempo6.6.3 Resumiendo las características de calidad

del agua (diagramas de caja).6.7 ERRORES

6.7.1 Validación de los datos6.7.1.1 Outliers (puntos extremos o raros)6.7.1.2 Calidad de los datos y datos faltantes

6.7.2 Errores estadísticosEJERCICIOS PROPUESTOS

▪ 171

CAPÍTULO 6

Manejo y análisis de datos de calidad del agua

El estudio de la calidad del agua por parte de ingenieros y científicos común-mente involucra la recolección de datos, su análisis, resumen y presentación en determinadas formas. Para tal efecto, el desarrollo actual de los computadores, las hojas de cálculo y los paquetes estadísticos (SAS®, Minitab®, Statgraphics®, etc.) han facilitado esta tarea. Sin embargo, para su aplicación se requiere un determinado conocimiento de la estadística. Esta es, tal vez, una de las razones por las cuales el análisis e interpretación de los resultados no reciben la atención apropiada en los estudios de calidad del agua. De ahí el síndrome “muchos datos, poca información” que se está presentando en las diferentes autoridades ambientales, agencias gubernamentales y empresas de servicios públicos.

Para aquellas personas con limitados conocimientos en probabilidad y estadística, se recomienda tener cuidado antes de aplicar las técnicas que se describen en este capítulo. Dada la disponibilidad del software estadístico, su facilidad de aplicación y el poco esfuerzo computacional requerido, es muy común que se usen técnicas que no son apropiadas o aplicables a los datos que se tienen. En caso de presentarse dudas, se recomienda consultar o hacer revisar los estudios por un profesional en Estadística. Teniendo en cuenta el enfoque en calidad del agua y no en probabilidad y estadística, el material, los ejercicios y ejemplos utilizados en este capítulo son adaptaciones y aplicaciones realizadas y/o recopiladas por el autor. Se supone que para la lectura de los temas, el lector está familiarizado con la teoría de probabilidad y estadística y adicionalmente tiene experiencia en el manejo de paquetes estadísticos.

Generalmente, los datos de calidad del agua son utilizados para tomar decisiones, es decir, evaluar alternativas de un determinado proyecto o sim-plemente para proveer información sobre el estado del recurso. En el primer caso se utilizan los procedimientos estadísticos estándar que caracterizan el objeto del estudio. Por ejemplo, se construyen los intervalos de confianza entre los cuales se puede mover un determinado parámetro de calidad del agua sin que sobrepase los límites de una norma. En el segundo tipo de estudios (no son


▪ 172

para tomar decisiones), el problema cae en el campo de la inferencia estadística, aunque los resultados pueden ayudar a tomar decisiones. Por ejemplo, cuando se compara la concentración promedio de fósforo en dos lagos diferentes para establecer cuál de los dos presenta un estado trófico más crítico.

En este capítulo no se tratan estos campos por separado y el enfoque que se les da a los conceptos estadísticos y de probabilidad es su aplicación al análisis de datos de calidad del agua. Por lo tanto, simplemente se describen las herra-mientas y conceptos de la estadística y las técnicas de análisis de datos más comúnmente utilizadas sin especificar en cuál de los campos se está trabajando y se hace énfasis en su aplicación en el diagnóstico de la calidad del agua.

Un área de vital importancia que los estudios de calidad del agua han descui-dado es el diseño de los programas de muestreo. A menudo, la selección de los sitios y frecuencias de muestreo, como se explica en el capítulo 7, son escogidos con base en la conveniencia (por ejemplo, muestreos una vez a la semana, al mes, etc., en sitios de fácil acceso). Como se verá en esta parte, los programas de muestreo deben reflejar la variabilidad (incertidumbre) de la población por muestrear y los costos del muestreo.

Resumiendo, se recomienda al lector revisar la referencia 1 de este capítulo. Este libro contiene en el capítulo 10 una aplicación profunda y muy completa que el autor recomienda tener en cuenta para elaborar análisis estadísticos de datos de calidad del agua.

6.1 MANEJO, ALMACENAMIENTO Y ACCESO A DATOS DE CALIDAD DEL AGUA

El diseño de un sistema para almacenar datos de calidad del agua merece especial cuidado, dado que es necesario que la información se guarde de tal manera que se garantice la calidad y estado de la información, además, permita un acceso fácil, y se puedan manipular y volver a guardar los datos. Aunque no existe una forma única de almacenar y manipular la información, se pueden seguir ciertas reglas generales que satisfacen las necesidades en la mayoría de los casos.

Con el auge de los computadores personales (PC), gran cantidad de empresas o instituciones encargadas de manejar datos de calidad del agua poseen dos herramientas básicas para almacenar, analizar y manipular datos: las hojas de cálculo (Excel®, Lotus®, etc.) y las bases de datos (Access®, Foxpro®, Oracle®, etc.).

Las hojas de cálculo poseen funciones estadísticas, graficadores y demás aplicaciones con las cuales se pueden realizar prácticamente todas las actividades relacionadas con el almacenamiento, actualización y análisis de datos. Las hojas de cálculo, además, disponen generalmente de manejadores de datos (pequeñas

mAnejO y AnáLisis de dATOs de CALidAd deL AgUA

▪ 173

bases de datos) que permiten hacer consultas sobre los datos contenidos en una tabla. Las hojas de cálculo se usan de acuerdo con la capacidad que tenga el software para almacenar datos; casi siempre esta es el limitante, es decir, las hojas de cálculo se usan cuando no se tienen grandes cantidades de datos.

Se aconseja utilizar las bases de datos cuando el volumen de información es de tal tamaño que no se puedan emplear las hojas de cálculo. Además de la capacidad, este tipo de software permite hacer consultas más complejas sobre los datos que las hojas de cálculo y su manejo requiere personal mejor entrenado.

En conclusión, debido a que los PC proveen mayor flexibilidad y velocidad para realizar los análisis estadísticos, elaborar las tablas, dibujar los gráficos, preparar las presentaciones, etc., se recomienda almacenar la información en forma electrónica en lugar de hacerlo en forma manual. De hecho, es práctica-mente imposible realizar manualmente muchas de las anteriores operaciones.

Algunos de los beneficios de disponer de un sistema computarizado de manejo de datos sobre un sistema manual son:

• Mayor capacidad de almacenar grandes volúmenes de datos.

• Mayor facilidad de controlar la calidad de la información.

• Gran posibilidad de relacionar los datos de calidad del agua con otro tipo de datos tales como los niveles de agua, caudales, costos, etc.

• Mayor variedad de formas para presentar los datos. Los graficadores de que disponen las herramientas de informática permite gran variedad formas de elaborar las gráficas (curvas, columnas, pastel, etc.).

• Permiten o disponen de funciones y de otras herramientas que facilitan los análisis estadísticos (correlación, tablas ANOVA, etc.).

Adicionalmente a todo lo anterior, el hecho de tener los datos almacenados en formatos electrónicos (computarizados) permite el uso de los sistemas de información geográficos (SIG) para la presentación, análisis e interpretación de los datos. Los SIG son herramientas poderosas no solamente para presentar los datos sino para relacionarla con datos de clima, usos del suelo, población, curvas de nivel, etc.

6.2 ESTADÍSTICAS BÁSICAS

Como se mencionó anteriormente, la estadística dispone de dos técnicas para el análisis de datos: la estadística descriptiva y la inferencia estadística. La estadística descriptiva se usa para resumir los datos de tal manera que sean más simples de analizar o interpretar, por ejemplo, estimar la media, la desviación estándar, etc.


▪ 174

La inferencia estadística se utiliza cuando es necesario responder preguntas sobre la naturaleza dinámica de los datos. Los siguientes son ejemplos de este tipo de preguntas:

• ¿Cuál es la calidad del agua en forma general en un sitio dado?

• ¿Está la calidad del agua mejorando o empeorando?

• ¿Cómo están relacionadas unas variables de calidad del agua con algunas otras?

• ¿Cuáles son las fuentes de contaminación y cuál su magnitud?

• ¿Se puede predecir la calidad del agua con base en los datos del pasado?

Cuando estas y otras preguntas se hacen en forma de hipótesis, entonces se usa la inferencia estadística (diferencias significativas, correlaciones, etc.) para responderlas.

Es importante anotar que las muestras de agua o de biota tomadas para hacer estudios de calidad del agua son solamente fracción de todo el ambiente; las series de datos que se analizan deben ser consideradas como “datos muestrales” de una “población” infinita que no puede ser analizada. Por lo tanto, en calidad del agua, los datos son valores muestrales (estadísticos) que tienen por objeto estimar los parámetros de una población.

En esta sección se nombran los estadísticos utilizados básicamente para des-cribir los datos de una serie. Estos estadísticos pueden ser calculados utilizando lápiz y calculadora, la hoja de cálculo Excel® o un paquete estadístico. Como el objeto de este capítulo no es la descripción de un paquete estadístico ni ilustrar la teoría de la probabilidad y la estadística sino mostrar la aplicación práctica de ambos a estudios de calidad de agua, la metodología a seguir es realizar e ilustrar los cálculos con la hoja de cálculo Excel® 2007 y mostrar los resultados que arroja, para los mismos cálculos, el paquete estadístico Minitab® 15. Se recalca nuevamente que solo se recomienda la utilización de los paquetes es-tadísticos cuando se tiene experiencia en su manejo. La disponibilidad de estos paquetes invita a su uso aun cuando los datos no permiten su aplicabilidad. Desafortunadamente los resultados erróneos no son tan obvios y son difíciles de detectar.

La Tabla 6.1 presenta un ejemplo de las estadísticas básicas que debe contener un análisis de datos utilizando los métodos descritos anteriormente. En general cuando se tiene una serie de datos de calidad del agua, el análisis se concentra en determinar el tipo de distribución que siguen los datos y los parámetros que la describen. Básicamente una distribución queda determinada cuando se estima la medida de tendencia central y la variabilidad de los datos. Más adelante se


▪ 175

describen cada uno de estos conceptos.

Tabla 6.1 Estadísticas básicas para P total en el embalse A

a) Utilizando Excel® 2007

A B C D E

1

2

3(a)No.

(b)P total (µg/L)

(c)Valores ordenados

(d)p = ni /(n+1) Función en Excel

4 1 32 14 4,76

5 2 32 16 9,52

6 3 34 20 14,3

7 4 48 26 19,04

8 5 36 27 23,81

9 6 40 30 28,57

10 7 41 32 35,7

11 8 78 32 35,7

12 9 26 34 45,24

13 10 35 34 45,24

14 11 27 35 52,38

15 12 34 36 61,9

16 13 16 36 61,9

17 14 14 36 61,9

18 15 36 40 71,43

19 16 44 41 76,20

20 17 20 44 80,95

21 18 30 45 85,72

22 19 36 48 90,47

23 20 45 78 95,23

n 20 = CONTAR(B4:B23)

Media 35,2 14 = PROMEDIO(B4:B23)

Mediana 34,5 78 = MEDIANA(B4:B23)

Moda 36 = MODA(B4:B23)


▪ 176

A B C D E

Desv.Stad (s) 13,5 = DESVEST(B4:B23)

Cuartil 1 (Q1) 29,25 = CUARTIL(B4:B23;1)

Cuartil 3 (Q2) 40,25 = CUARTIL(B4:B23;3)


b) Informe reportado por Minitab® 15

_________18/01 10:14:06 ______________________

Estadísticas descriptivas: Fósforo (mg*1000/L)

Media del error

Variable N Media Están-dar

Desv. Est. Varianza Coef Var Mínimo

Fósforo (mg*1000/L) 20 35,20 3,03 13,53 183,12 38,44 14,00

N para

Variable Q1 Mediana Q3 Máximo IQR Modo Moda

Fósforo (mg*1000/L) 27,75 34,50 40,75 78,00 13,00 36 3

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6.2.1 Medidas de tendencia central y cuartiles.

Los estadísticos más utilizados para localizar el centro de una distribución son la media, la mediana y la moda.

La media está definida como la suma de los valores individuales (xi ) de la serie dividida en el número de datos (n).

media = ==∑xnni

ni

1

(6.1)

La media puede verse como el valor promedio en el caso de una serie finita de datos o el centro de gravedad de una distribución. Sin embargo, una de las interpretaciones más importantes aplicables al caso del diagnóstico de aguas es cuando la media denota o se tiene la noción del valor esperado de una variable aleatoria.


▪ 177

La mediana es el valor localizado en la mitad de la serie cuando esta se ordena desde el valor más bajo hasta el más alto. Cuando la serie tiene un número par de datos, la mediana generalmente se toma como el promedio de los dos valores centrales. Se conoce también como el percentil 50 o segundo cuartil.

La moda corresponde al valor que más veces se repite.

Los cuartiles son los tres valores de la variable que dividen a un conjunto de datos ordenados en cuatro partes iguales: Q1, Q2 y Q3 y determinan los valores correspondientes al 25%, al 50% y al 75% de los datos. Nótese que Q2 coincide con la mediana. Para el cálculo de los cuartiles se recomienda consultar la referencia 1.

6.2.2 Medidas de dispersión o variabilidad

Entre los estadísticos más utilizados para estimar la variabilidad de una serie de datos están el rango, la desviación estándar, los rangos intercuartiles y el coeficiente de variación.

El rango está definido como:

Rango = Valor más alto - menor valor

Es importante reconocer que el rango está influenciado por los valores extre-mos y que pueden fluctuar ampliamente cuando se tienen muestras pequeñas. Por esta razón los estadísticos han propuesto la desviación estándar (s) como otra manera de determinar el grado de variabilidad de la distribución de una serie de datos:

Otro estimador de la variabilidad de los datos es el rango intercuartil, el cual se determina como la diferencia entre el valor al 75% y el valor al 25%.

sx xni

ni=

−

−

=∑

1

2

1

( ) (6.2)

El coeficiente de variación (cv) es la relación entre la desviación estándar y la media y es una medida de la variabilidad relativa de los datos sin importar la magnitud de los valores de la variable.

Los datos presentados en la tabla 6.1 corresponden a un embalse A para generar energía localizado en el oriente antioqueño (Colombia). La tabla 6.1 (a) resume las estadísticas básicas determinadas utilizando la hoja de cálculo Excel® 2007, mientras la tabla 6.1 (b) muestra los resultados usando el software Minitab® 15.


▪ 178

6.3 DISTRIBUCIONES

La información suministrada en la tabla 6.1 puede presentarse de una manera más descriptiva, usando un histograma. El histograma es un gráfico de fre-cuencias; en la abscisas se grafican los valores de las concentraciones y en las ordenadas se grafican las veces que una concentración está en un determinado intervalo de frecuencia. No existe una metodología definida para construir los histogramas; en la literatura se encuentran diversas sugerencias (referencia 1), pero el criterio más importante es que el histograma debe tratar de reflejar la distribución o “forma” que siguen los datos. Para ilustración, en la figura 6.1 se presentan tres histogramas construidos con los datos de la tabla 6.1 usando el software Minitab® 15. Como puede observarse, el histograma que mejor muestra la distribución de los datos es el de la figura 6.1 b), que se elaboró usando ocho intervalos de clase. Más adelante se discute con mayor profundidad el tema de la distribución de los datos.

7560453015

12

10

8

6

4

2

0

Media 35,2Desv. Est. 13,53N 20

8070605040302010

7

6

5

4

3

2

1

0

Media 35,2Desv.Est. 13,53N 20

a) 5 intervalos de clase b) 8 intervalos de clase

Histograma de Fósforo (mg * 10000/L)Normal



8064483216

6

5

4

3

2

1

0

Media 35,2Desv. Est. 13,53N 20

c) 10 intervalos de clase

Figura 6.1 Histograma de los datos de P total en el embalse A


El histograma también se puede construir utilizando la hoja de cálculo Excel® 2007 aunque el procedimiento es un poco más engorroso que el empleado usando Minitab® 15. A continuación se ilustra el procedimiento empleado:


▪ 179

Procedimiento Intervalos de frecuencia

1. Escoger el número y los intervalos de clase

Un sugerencia es hacer el número de intervalos igual a:

20 4, 47n = = ⇒ Se usan 5 intervalos

2. Longitud de cada intervalo

Rango/5 = (78-14)/5 ≅ 13. Se usa 10 ó 15.

Por facilidad y de acuerdo con los valores de la tabla 6.1 y la figura 6.1, se adopta una longitud de intervalo de 10 unidades lo que genera los siguientes los intervalos de clase:

Intervalo No. veces14 – 23 124 – 33 234 – 43 744 – 53 754 – 63 264 – 73 074 – 83 084 – 93 1


Los datos anteriores se entran a la hoja de cálculo y los resultados se muestran en la tabla 6.2. Como puede observarse, los datos de la tabla 6.1 se entraron en la columna B y los intervalos de clase en la columna C. El número de veces que se repite un dato en el intervalo de clase se obtiene utilizando la función matricial FRECUENCIA. Para utilizar la función matricial, se selecciona el área donde se van a colocar los resultados, en este caso la columna D4:D11 e inmediatamente se invoca la función FRECUENCIA, {=FRECUENCIA(B4:B23;C4:C11)}, y conti-nuación, CTRL+MAYÚS+ENTRAR. Si la fórmula no se escribe como fórmula de matriz, sólo aparecerá un resultado en la celda D4 mostrando un valor de 1. Una vez obtenidos los resultados de la columna D, se grafica el histograma utilizando un gráfico de barras tal como se muestra en la figura 6.2.

Tabla 6.2 Intervalos de frecuencia calculados con hoja de cálculo Excel® 2007

A B C D12

3 No. P total (µg/L) Intervalo de clase Número de datos

4 1 32 14 15 2 32 24 2


▪ 180

A B C D6 3 34 34 77 4 48 44 78 5 36 54 29 6 40 64 010 7 41 74 011 8 78 84 112 9 2613 10 3514 11 2715 12 3416 13 1617 14 1418 15 3618 16 4428 17 2021 18 3022 19 3623 20 452425 Número de datos 20 ´= CONTAR(B4:B23)26 Promedio 35,2 ´= PROMEDIO(B4:B23)27 Mediana 34,5 ´= MEDIANA(B4:B23)28 Moda 36 ´= MODA(B4:B23)29 Varianza 183,1 ´= VAR(B4:B23)30 Desviación estándar 13,5 ´= DESVEST(B4:B23)31 Cuartil 1 (Q1) 29,2532 Cuartil 3 (Q3) 40,2533 Rango intercuartil 11


El histograma (figuras 6.1 y 6.2) es más descriptivo que una simple tabla de valores (tabla 6.1), porque presenta los datos en una forma organizada, y además, da una idea mucho más clara de la forma como están distribuidos. Muchas veces, sin embargo, se desea resumir o comparar datos. Por ejemplo, se quiere saber si la concentración promedio de P en el embalse A es mayor estadísticamente que la concentración promedio de P en un embalse B. Para estos propósitos los histogramas no son prácticos. En estos casos, es necesario resumir los datos


▪ 181

en unos estadísticos que permitan conocer las características más importantes de la información. En general, los análisis estadísticos se realizan cuando se conoce la forma como están distribuidos los datos.

En calidad del agua se puede hacer la distinción entre dos grupos de datos:

i) Datos que siguen una distribución normal utilizando los datos originales o realizándoles una transformación matemática.

ii) Otro tipo de datos. Esta clase de datos se analiza utilizando métodos esta-dísticos especiales (métodos no paramétricos).

La mayoría de los datos de calidad del agua no siguen una distribución normal y lo común es tratar de que mediante una transformación se vuelvan normales o trabajar en los rangos en los cuales sigan una distribución normal. Si los datos no siguen una determinada distribución, la aplicación de ciertas técnicas puede ser inválida, y los resultados estar equivocados.

Antes de continuar, es importante recordar los conceptos de distribución de probabilidad y de estadísticos suficientes. Los histogramas de la figura 6.1 representan los datos de una muestra en unidades de concentración en forma discreta. Imagínese, por el contrario, que se tiene una serie muy grande de datos y que las mediciones son tomadas en una escala continua. En dicha situación, parece razonable asumir que un histograma se puede convertir en una curva continua suave de la forma que se presenta en la figura 6.3.

Figura 6.2 Histograma de frecuencias construido con los datos de la Tabla 6.1


0

1

2

3

4

5

6

7

8

14 24 34 44 54 64 74 84

Núm

ero

de d

atos

Intervalo de clase


▪ 182

-1 -2 -3

1 2 3

P(Z)

0,1

0,2

0,3

0,4

Z

Log normal Normal

Figura 6.3 Distribución normal estándarFuente: elaboración propia.

Ahora, supóngase que esta distribución se divide por un factor adecuado (por ejemplo, el número de datos) de tal manera que el área bajo la curva es uno. A la curva resultante se le conoce como función de densidad de probabilidad (fdp) y el área bajo cualquier porción de la curva representa la probabilidad de ocurrencia de aquellos valores sobre la abscisa, entre los que está la porción considerada.

La fdp, o modelo de probabilidad, es una herramienta extremadamente poderosa para describir una serie de datos. Por lo tanto, cuando se presenten resúmenes de datos o análisis lo más correcto es reportar:

• Media (o la medida de tendencia central deseada).

• Desviación estándar.

• Forma de la distribución de los datos (escoger la fdp que más se ajuste a los datos).

En la práctica, en los análisis de calidad del agua las distribuciones más utilizadas son la distribución normal (DN), la distribución t y la log-normal.

6.3.1 Aplicación de la distribución normal al análisis de datos de calidad del agua

Sin duda, la distribución de probabilidad más utilizada y “abusada” es la normal, o gaussiana. Su importancia se debe a varias razones, entre ellas:

• Se ajusta a muchos eventos que suceden naturalmente en el ambiente.

• Muchos datos que originalmente no están distribuidos normalmente se pueden convertir mediante transformaciones simples.

• Sus propiedades han sido ampliamente estudiadas

Algunas de las propiedades de la distribución normal son:


▪ 183

• Los datos se distribuyen simétricamente alrededor de la media (x ). En este tipo de distribución la mediana, la moda y la media son iguales.

• Queda completamente definida estimando la media y la desviación estándar.

• La dispersión de los datos alrededor de la media se mide con la desviación estándar (s). Se sabe que aproximadamente el 68% de las observaciones caen en los límites entre la media y ± 1s (una desviación estándar). De la misma manera, cerca del 95,4% de las datos están a ± 2s de la media y el 99,7% a ± 3s.

La fdp para la distribución normal tiene la forma de la curva que se presentó en la figura 6.3. Matemáticamente, la fdp normal está definida por la siguiente ecuación:

f x e

x

( ) =

− −

1

2

12

2

πσ

µσ

(6.3)

Donde: -∝ ≤ x ≤ ∝

µ : Media de la distribución

σ : Desviación estándar de la distribución

La distribución normal se puede emplear calculando µ y σ de la serie de datos pero para poder utilizarla hay que estar seguro de que los datos se distribuyen de forma normal. Por ejemplo, para los datos del embalse A en la Figura 6.1b) se puede asumir que al menos en la parte central los datos se ajustan a una curva normal y la serie queda totalmente descrita simplemente sustituyendo x y s por µ y σ en la ecuación (6.3).

Una característica importante de la distribución normal es que se puede estandarizar realizando la siguiente transformación:

z =~

*x µσ

(6.4)

La nueva distribución tiene media cero (0) y desviación estándar uno (1), con una ecuación para la fdp como la que se muestra a continuación:

f x e

z

( ) =−

1

2

2

2

p (6.5)

En esencia, la ecuación (6.4) transforma cualquier distribución normal en la forma estándar la cual se encuentra en la mayoría de los libros de estadística y hojas de cálculo.


▪ 184

Para poder aprovechar las ventajas que ofrece la DN, es necesario estar seguro de que los datos se distribuyen normalmente. Este chequeo se puede hacer visualmente, gráficamente o por medio de pruebas estadísticas.

6.3.1.1 Método visual para chequear la normalidad de los datos

Aunque no es riguroso, es la manera más simple de examinar la distribución de una serie de datos. Este método consiste en comparar visualmente el histograma de datos contra la curva teórica de DN.

Si el histograma se ajusta a la forma de la curva de la DN, se puede asumir que los datos están distribuidos normalmente. Si el histograma es asimétrico o se desvía apreciablemente de la curva de la DN, no se pueden utilizar las ventajas de la DN y los datos se deben analizar de forma diferente, tal como se explicará más adelante.

Por ejemplo, para el caso del embalse A, el histograma de la figura 6.1, para cualquiera de los tres casos presentados, muestra que al menos en la parte central los datos siguen una DN (especialmente en la figura 6.1b). Cuando el método visual no sea muy convincente, se deben usar otros métodos para determinar si la serie sigue una DN.

6.3.1.2 Método gráfico para chequear la normalidad de los datos

Este método es un poco más riguroso que el anterior. Si los datos de una serie están distribuidos normalmente, entonces la curva de frecuencias acumuladas (cfa) se comporta como una línea recta cuando se traza en el papel de probabi-lidad. Para aplicar este método es necesario seguir los siguientes pasos:

1. Ordenar los datos en forma ascendente. Columna (C) en la tabla 6.1

2. A cada dato se le asigna una posición (i). Columna (A) en la tabla 6.1

3. La cfa (columna D en la tabla 6.1) se calcula para cada punto o dato como:

cfa i

n=

+ 1100*

Donde, n es el número de datos.

4. En un papel de probabilidad, se grafica la cfa contra los valores de la variable.

Si la curva anterior se ajusta a una línea recta, entonces, se puede asumir que los datos siguen una distribución normal.

Por ejemplo, en la tabla 6.1 se presenta el cálculo de la cfa para el embalse A. El procedimiento (modelo de cálculo) utilizado es el siguiente:


▪ 185

Procedimiento Resultados

Calcular la cfa (columna D) Para P = 14 µg/L ⇒cfa = 1/21Para P = 16 µg/L ⇒cfa = 2/21 etc.


La figura 6.4 presenta los resultados para el embalse A utilizando el software Minitab® 15. En la gráfica se observa que descartando el último dato, la curva (cfa) muestra que los puntos se ajustan aproximadamente a una línea recta lo cual significa que la serie de datos sigue una distribución normal suficiente para no tener que realizar más transformaciones.

80706050403020100

99

95

90

80

70

605040

30

20

10

5

1

P

Media 35,2Desv. Est. 13,53N 20AD 0,741Valor P 0,045

Concentración de Pµg/L

Figura 6.4 Curva de frecuencia acumulada para el caso del embalse A

6.3.1.3 Pruebas estadísticas

Los dos métodos anteriores para determinar la normalidad de una serie tienen como fundamento la intuición dado que “visualmente” se chequea que el histo-grama tenga la forma de la curva de la distribución normal o que la curva de cfa sea una línea recta. En contraste con lo anterior, existen otros métodos mucho más rigurosos, entre ellos, la prueba de chi-cuadrado o el test de Kolmmogorov-Smirnov, etc., que se deben utilizar cuando se requiera mayor confiabilidad en las pruebas estadísticas que se realicen. Dado el alcance de este capítulo, se recomienda que el lector consulte estos métodos en la literatura especializada, por ejemplo la referencia 5.


▪ 186

Ejercicio 6.1 Utilización de la distribución normal en el análisis de datos de calidad del agua_1

• Chapra and Reckhow clasifican como eutróficos los lagos cuya concentración de P total está entre 20 y 50 µg/L. Determinar cuál es la probabilidad de que el embalse A sea eutrófico.

Solución: Suponiendo que los datos del embalse A se distribuyen normalmente, los

cálculos son los siguientes:

Concentración media de P en el embalse A = 0,0352 mg/L

Desviación estándar = 0,0135 mg/L

El problema se plantea de una forma más clara y sencilla utilizando la curva de la distribución normal o gaussiana. La probabilidad (X) de que el embalse A sea eutrófico está representada por el área central (amarilla) que se presenta en la figura E6.1.

Figura E6.1 Distribución de probabilidad para la concentración de P en el embalse A


Utilizando la función DISTR.NORM de la hoja de cálculo Excel® 2007 se tienen los siguientes resultados:

Función utilizada en Excel®

x1 20x2 50

Promedio (x) 35,2 µg/L

Desvest (s) 13,5 µg/LP(X1<20) 0,13 =DISTR.NORM(20;35,2;13,5;VERDADERO)P(X2<50) 0,86 =DISTR.NORM(50;35,2;13,5;VERDADERO)20<P(X)<50 0,73 =0,86 – 0,13P(X) 73% Probabilidad de que el embalse A sea Eutrófico


20x1 35,2

50x2

Área central (amarilla)


▪ 187

Concluyendo, la probabilidad de que el embalse A sea eutrófico (área central en amarillo) es la probabilidad de que X sea menor de 50 µg/L menos la probabilidad de que X sea menor de 20 µg/L. Por lo tanto, la probabilidad de que el embalse A sea eutrófico es del 73%.

Ejercicio 6.2 Utilización de la distribución normal en el análisis de datos de calidad del agua_2

• Una norma estatal establece un valor de 375 µS/cm como máximo permisible para la conductividad específica. Cuál es la probabilidad de que este valor sea excedido si la serie de datos tiene una media de 246,6 µS/cm y una desviación estándar de 87,34 µS/cm.

Solución:

El problema se plantea de una forma más clara utilizando la curva de la distribución normal. La probabilidad (X) de que la norma (X > 375) sea excedida es igual al área sin colorear (derecha) de la siguiente figura E6.2.

Probabilidad de que X > 375

375 246,6

Figura E6.2 Probabilidad de que X > 375 Fuente: elaboración propia.

Utilizando la función DISTR.NORM de la hoja de cálculo Excel® 2007 se tienen los siguientes resultados:

Función utilizada en Excel®

Promedio (x) 246,5

DESVEST (s) 87,34

X 375

P (X < 375) 0,93 =DISTR.NORM(375;246,5;87,34;VERDADERO)

P (X > 375) 0,07 = 1- 0,93


Área central (amarilla)


▪ 188

Por lo tanto, en este punto de muestreo se puede afirmar que de 100 muestras que se tomen, aproximadamente 7 veces se puede obtener un valor mayor de 375 µS/cm.

–v–

Ejercicio 6.3 Análisis estadístico aplicable a caudales de aguas residuales

• Se tiene un aforo de aguas residuales en una industria el día de máximo consumo de agua. Con base en los resultados del muestreo predecir el caudal máximo horario del vertimiento.

Hora 08:00 09:00 10:00 11:00 12:00 13:00 14:00 15:00 16:00

Caudal (L/s)

0,72 1,06 1,58 2,01 1,38 1,16 0,79 1,28 0,64

Solución: 1. Determinar gráficamente la normalidad de la serie usando el software

Minitab® 15

De acuerdo con la curva de la figura E6.3, elaborada en papel de proba-bilidad, se aprecia que los datos se siguen aproximadamente una línea recta indicando que se puede asumir que los datos siguen una distribución normal.

Porc

enta

je

0,0

99

95

90

80

70

605040

30

20

10

5

1

1,00,5Ca

1,5audal (L/s)

Normal

2,0

Gráfica de pprobabilidad dde Caudal (L //s)

MediaDesv.E

2,5

sNADValor P

1,18st. 0,4429

90,2030,821

Figura E6.3 Curva de probabilidadFuente: elaboración propia.


▪ 189

2. Determinar el caudal máximo probable.

i) Cálculo de la probabilidad de que se presente en caudal máximo1

Dado que se tienen 24 horas al día, el factor de probabilidad para el caudal máximo será:

Probabilidad=24

24+1=0,96

ii) Caudal máximo Con el 96% de probabilidad se entra a la gráfica de distribución y se

obtiene como caudal máximo aproximadamente un valor de 2,05 L/s.

–v–

Además de la aplicación de la DN a los análisis de calidad del agua presen-tados en los ejercicios 6.1, 6.2 y 6.3, otra aplicación muy importante de la DN es en la determinación del número de muestras por tomar en un programa de monitoreo. En el numeral 7.11.2 se discute este tema.

Recopilando, es importante recordar que aunque la distribución normal queda descrita especificando la media y la desviación estándar es necesario que los datos se acomoden al modelo de la mejor manera posible. Nótese que en la mayoría de los casos, los datos se acomodan aceptablemente en la mitad (alrededor de la media) pero en los extremos el comportamiento es muy pobre. Como recomendación se deja a criterio del analista la bondad del ajuste de los datos a la curva normal y nunca se debe olvidar que el modelo de distribución normal es válido y tiene sentido usarlo en las regiones donde se observe un buen ajuste.

6.3.2 Distribuciones no normales.

Si las pruebas de normalidad revelan que los datos no siguen una distribución normal, entonces, es necesario analizar la posibilidad de que realizando una determinada manipulación matemática (transformación), los datos se acomoden a la distribución normal. Por considerarse fuera del alcance de este libro, no se discute la aplicación de otras distribuciones, diferente a la normal, al análisis de una serie de datos. Solamente se exponen los aspectos más importantes de la transformación de datos y la distribución log-normal.

Transformación de los datos. La transformación consiste en aplicar a los datos originales una función matemática conocida (logaritmos, raíz cuadrada, etc.) y obtener una serie de datos transformados. A los datos transformados se les apli-can las mismas técnicas de análisis que a las series distribuidas normalmente.

1 Concepto adaptado de la referencia 3.


▪ 190

La transformación matemática tal vez mas empleada es la logarítmica. A continuación se discuten las características básicas más importantes de la trans-formación logarítmica conocida comúnmente como la distribución log-normal.

Distribución log-normal. El segundo modelo de distribución de probabilidades de considerable importancia en el análisis de calidad del agua es la distribución log-normal. A diferencia de la distribución normal, la log-normal tiene una forma asimétrica hacia la derecha y no permite valores negativos. Por esta última razón, varios autores la emplean en lugar de la normal debido a que no existen concentraciones negativas en el agua. Sin embargo, la facilidad de manejo de la distribución normal hace que se siga utilizando ampliamente.

La log-normal debe su nombre al hecho de que una transformación logarít-mica vuelve los datos normalmente distribuidos. Al estar los datos normalmente distribuidos, se pueden utilizar las mismas tablas que para la distribución normal y son aplicables los mismos criterios discutidos para el caso de la distribución normal.

Hay una clara necesidad de identificar los modelos de distribución de pro-babilidades con estadísticas que resuman la información más importante de la distribución. Como resultado, los estadísticos han adoptado el concepto de estadísticas suficientes. Una estadística (o un grupo) se considera suficiente cuando sintetiza toda la información de la distribución que representa. Para las distribuciones normal y log-normal, la media y la desviación estándar son suficientes. Por lo tanto, si se tiene una serie de datos distribuidos normalmente, se puede afirmar que toda la información contenida en los datos está descrita por una función de probabilidad normal con media y desviación estándar s (abreviado, N x s( , )).2

6.4 PRUEBAS O CONTRASTE DE HIPÓTESIS (LA PRUEBA t DE STUDENT)

El tema de las pruebas de hipótesis es tan amplio que en muchos casos es materia para un curso completo de posgrado en programas de diferentes carreras. El enfoque de esta sección es práctico y no teórico; recuérdese que este no es un libro de Estadística. Debido a lo anterior, se presentan ejemplos de casos en los cuales se han aplicado las pruebas de hipótesis en estudios de calidad del agua. Se entiende que el lector tiene formación teórica en probabilidad y estadística y queda a su discreción la interpretación y uso de las técnicas empleadas para resolver los casos. Esta sección ha sido preparada por el autor con el propósito fundamental de resaltar la importancia de aplicar las pruebas de hipótesis en los estudios de calidad del agua que conduzcan a tomar decisiones.

Uno de los principales requisitos para tener éxito en la realización de un diagnóstico de calidad del agua es tener unos objetivos claros y cuantificables.


▪ 191

Con el propósito de usar la estadística para analizar una serie de datos de calidad del agua, los objetivos se deben plantear de tal manera que las preguntas se puedan responder estadísticamente, por ejemplo, como pruebas de hipótesis. Entre las preguntas más comunes que se hacen están:

• ¿Ha habido algún cambio o existe alguna tendencia en la variable x entre t1 y t2?

• ¿Existe alguna diferencia entre la calidad del agua en el sitio X y el sitio Y en un determinado cuerpo de agua?

Estas preguntas y otras aplicables a los estudios de calidad del agua se pueden resolver planteando la siguiente prueba de hipótesis:

Ho (hipótesis nula): No hay ningún cambio en la variableH1 (hipótesis alterna): Hay cambio en la variable

Las anteriores preguntas se pueden resolver usando métodos estadísticos tales como la prueba t de student, la prueba F ó un análisis de varianza (ANOVA). Siendo el objetivo del estudio rechazar o aceptar Ho, independiente del método que se use para resolverlas, en una prueba de hipótesis se pueden cometer dos tipos de errores a saber:

i) Error Alfa, a (tipo 1), o error por exclusión o falso positivo: es el error que se comete al decir que una diferencia es significativa cuando en realidad no lo es, o sea, si se rechaza la hipótesis Ho cuando en realidad era la hipótesis verdadera. Este error se llama falso positivo porque se comete si se afirma que si hay diferencia significativa cuando realmente no la hay.

ii) Error Beta, β (tipo II), o error por inclusión o falso negativo: es el error que se comete si se dice que una diferencia no es significativa, cuando en realidad sí lo es; en otras palabras, rechazar H1, cuando es la hipótesis verdadera (aceptar Ho cuando es falsa). Este error se llama falso negativo, porque se comete si se afirma que no hay diferencia significativa, cuando realmente sí la hay.

El siguiente cuadro muestra resumidamente, las cuatro respuestas posibles en las pruebas de hipótesis.

Estado real

Decisión tomada H0 cierta H1 Cierta

Rechazar H0 Error tipo I (α) Decisión correcta

No Rechazar H0 Decisión correcta Error tipo II (β)

Donde:α= p(rechazar Ho|H1 cierta)β = p(aceptar Ho|H1 falsa)


▪ 192

Es importante anotar que ambos errores se pueden presentar estando α y β inversamente relacionados (al disminuir uno, aumenta el otro) y que sólo pueden disminuirse los dos, aumentando el número de datos u observaciones.

En la aplicación al diagnóstico de la calidad del agua, debido a la forma como se plantean las pruebas de hipótesis, se presenta más comúnmente el error tipo 1 o α. Normalmente, se trabaja con valores de α del 5 ó 10%. El valor 1 – α es equivalente o se denomina nivel de significancia o aceptación de la prueba. Trabajar con una aceptación o confianza del 90% significa que existe una probabilidad del 10% que el error tipo 1 se presente. Obsérvese que, de esta manera, se está más seguro cuando se rechaza una hipótesis que cuando no. Por eso se fija como H0 lo que se quiere rechazar. Cuando no se rechaza, no se ha demostrado nada, simplemente no se ha podido rechazar. Por otro lado, la decisión se toma con base en la distribución muestral en H0, por eso es necesario que tenga la igualdad. En conclusión, rechazar Ho significa que lo que se sospecha que está pasando se debe colocar en la hipótesis alterna.

La aplicación de una prueba de hipótesis al caso de un problema de aguas se puede resumir en los siguientes pasos:

Paso 1: Establecer la hipótesis nula en términos de igualdad

Ho: θ =θo

Luego de estar establecida la hipótesis nula, se construye la hipótesis alterna, que puede hacerse de tres maneras, dependiendo de lo que se quiera probar.

H1: θ≠θo H1: θ>θo H1: θ<θo

En el primer caso se habla de contraste bilateral o de dos colas, y en los otros dos de lateral (derecho en el 2º caso, o izquierdo en el 3º) o una cola.

Los problemas en los que más comúnmente se aplican las pruebas de hipótesis al caso de los estudios de la calidad del agua son para realizar comparaciones: 1) la media de un conjunto de datos frente a lo que se considera un valor ver-dadero, 2) la media frente a un valor predicho o una norma (umbral), y 3) la media o desviación estándar de dos grupos de datos. Lo anterior significa que en la práctica el parámetro(θ)sobre el cual se van a hacer pruebas o a contrastar es la media (µ). También hay que tener en cuenta, como ya se mencionó en los preámbulos de este capítulo, que en los estudios de calidad del agua se trabaja con datos muestrales y no poblacionales, por lo tanto, se desconocen los pará-metros poblacionales µ y σ y se utilizan x y s como sus estimadores.

Paso 2: Elegir el nivel de significanciaSeleccionar el valor de α para establecer el nivel de significancia. Como se

mencionó anteriormente, en los estudios de calidad del agua normalmente se trabaja con valores de α de 0,05 ó 0,1.


▪ 193

Paso 3: Elegir el estadístico de contraste

Como se mencionó en el Paso 1, para las pruebas de hipótesis en los estudios de calidad del agua lo más común es hacer comparaciones con respecto a la media muestral de una serie de datos. Esto conduce a que se presenten tres situaciones:

i) Se conoce σ ó cuando la muestra es grande (n > 30).

En este caso el estadístico de contraste es z y se calcula con la siguiente fórmula:

z x

n

=− µσ

(6.6)

Para una precisión del 95%, la significancia α es 0,05. Con una probabili-dad de 0,025 (α/2 por ser de dos colas), la función DISTR.NORM.ESTAND.INV(0,025) en Excel® devuelve un valor de z = –1,96.

ii) Cuando la muestra es grande y no se conoce σ.

En este caso el estadístico de contraste es z (distribución normal) y se calcula con la siguiente fórmula:

z xs

n

=− µ

(6.7)

iii) Cuando la muestra es pequeña (n < 30) y se desconoce σ.

En este caso el estadístico de contraste es t y se calcula con la siguiente fórmula:

t xs

n

=− µ

(6.8)

Lo más común en los estudios de calidad del agua es que se presente el caso iii), por lo tanto, los ejercicios que se presentan en esta sección corresponden a la dicha situación.

Paso 4: Determinar la región de aceptación o la crítica o de rechazoDespués de calcular el estadístico t, se chequea si este valor está adentro

o por fuera de la región de aceptación, o también equivalentemente se puede


▪ 194

calcular el “valor p” del estadístico (probabilidad de obtener ese valor, u otro más alejado de la H0, si H0 fuera cierta) y compararlo con α. Como lo más sencillo de realizar es lo primero, calcular t y compararlo con el valor crítico para ver si t cae en la región de aceptación, este es el procedimiento que se utiliza en los ejercicios elaborados que se presentan más adelante.

La región de aceptación está delimitada por el valor crítico tα(G.L), donde G.L son los grados de libertad. En las pruebas de hipótesis se presentan los siguientes casos para delimitar la región de aceptación:

• Para la prueba de dos colas la región de aceptación es:

20 50x1 35,2 x

2• Para las pruebas laterales las regiones de aceptación son:

20 50x1 35,2 x

2


Como puede deducirse de las gráficas anteriores, el valor crítico queda determinado estableciendo el valor de α.

Paso 5. Toma de la decisión

En este último paso de la prueba de hipótesis, el estadístico de prueba t, se compara con el valor crítico y se toma la decisión de rechazar o no la hipótesis nula.

Los ejercicios 6.4 y 6.5 son ejemplos que ilustran la forma como se utiliza el procedimiento descrito anteriormente.


▪ 195

Ejercicio 6.4 Contraste de hipótesis lateral derecho utilizando la distribución t 2

• Una autoridad ambiental (AA) ha fijado el número medio de bacterias por centímetro cúbico de agua, que constituye un nivel máximo aceptable para las aguas en que se práctica la pesca de bocachico. Un valor medio superior a 70 parece ser peligroso porque comer bocachico de tales aguas puede causar enteritis. Se realiza un muestreo (ver datos adjuntos) con el propósito de determinar si las aguas son seguras o no para pescar bocachico. Con base en el muestreo, determinar si la pesca es segura o no.

Muestreo 1 2 3 4 5 6 7 8 9 n Media (x ) s

Bacterias/cm3 69 74 75 70 72 73 71 73 68 9 71,7 2,3

Solución: Para ilustrar el procedimiento descrito, se siguen los pasos recomendados

anteriormente:

1. Establecer la hipótesis

Como el promedio muestral (71,7) es mayor que la media que se quiere contrastar (70), se sospecha que el promedio muestral sobrepasa la norma y que las aguas no son seguras para pescar. Lo anterior permite construir la prueba de hipótesis siguiente:

Ho (hipótesis nula): µ ≤ 70 (Las aguas son seguras para pescar)

H1 (hipótesis alterna): µ > 70 (Las aguas no son seguras para la pesca)

Nota: lo que se sospecha se coloca en la hipótesis alterna

2. Seleccionar el nivel de significancia

Se escoge realizar la prueba con una confiabilidad del 95%; por la tanto, α = 0,05

3. Elegir y calcular el estadístico de contraste

Como la muestra es pequeña (n < 30) y no se conoce la desviación estándar poblacional (σ), ver caso iii) del Paso 3; entonces, se utiliza la distribución t para realizar el contraste:

2 Adaptado de la referencia: http://www.virtual.unal.edu.co/cursos/odontologia/2002890/lecciones/hipot2/hipo2.htm


▪ 196

t =71,7 - 70

2,3

9

= 2,22

4. Seleccionar la región de aceptación o de rechazo

Dado el planteamiento establecido en el paso 1, este es un caso de una prueba de contraste lateral derecho cuyo esquema se muestra en la figura E6.4:

Figura E6.4 Contraste de hipótesis lateral


El valor crítico se puede determinar utilizando la función disponible en la hoja de cálculo Excel® 2007, DISTR.T.INV(probabilidad;grados_de_li-bertad). Excel® devuelve el inverso de la distribución t para dos colas, denomínesele tα(G.L). En la sintaxis de la función en Excel®, la probabilidad corresponde al valor de α (para dos colas) y los grados de libertad corres-ponden al valor de n–1. Como se tiene α = 0,05 y es no es una prueba de dos colas sino lateral de derecha, la probabilidad será 2α = 0,1 y los grados de libertad son 8. Por lo tanto, en Excel® se entra la función en cualquier casilla utilizando la sintaxis: =DISTR.T.INV(0,1;8). Para los parámetros anteriores, la función devuelve un valor de tα(8) igual a 1,86.

5. Toma de la decisión

Como t (2,22) está por fuera de la región de aceptación (tα(8)=1,86), es decir, t > tα(8).. Entonces se rechaza la hipótesis nula de que µ ≤ 70 y se puede concluir que las aguas no son seguras para pescar bocachico.

–v–

Otro caso práctico en muchos estudios de calidad del agua se presenta cuando se requiere evaluar el impacto contaminante de una descarga sobre un determi-nado cuerpo de agua. Estos impactos se pueden evaluar haciendo comparaciones entre el sitio “afectado” y un sitio presumiblemente no afectado (control). Es decir, es lo que en estadística se conoce como la comparación entre dos grupos


▪ 197

de datos conociendo las medias muestrales. La prueba estadística más utilizada en calidad del agua para resolver este problema es la prueba t, sin embargo, es necesario que se cumplan ciertas condiciones para que se pueda usar:

• Los datos deben estar distribuidos normalmente.

• Las varianzas de las dos series de datos deben ser aproximadamente las mismas.

• Los datos de un sitio no pueden estar influenciados por los del otro (las variables deben estar independientemente distribuidas).

• Para muestras de más de 50 datos se utiliza la distribución normal.

El ejercicio 6.5 presenta un caso en el cual se estudia el efecto de una descarga de aguas residuales industriales en un cuerpo de agua utilizando un contraste de hipótesis.

Ejercicio 6.5 Utilización de la prueba t en estudios de calidad del agua, comparando un grupo de datos3

• Una autoridad ambiental está interesada en determinar el efecto de una agroindustria (cultivo de flores) en la calidad del agua de un lago. Para ello decide que debe evaluar el comportamiento del P total en dos sitios. El sitio A representativo del lugar donde la escorrentía que produce el área destinada a la agroindustria está descargando en el lago. El sitio B, un lugar donde la descarga de la agroindustria no tiene ninguna incidencia sobre la calidad del agua (control).

Los datos de calidad del agua son los siguientes:

Media (x) s

Sitio A (P, µg/L) 15 17 13 11 15 11 16 14 19 9 10 13,6 3,14

Sitio B (P, µg/L) 10 12 15 6 7 10 10 13 17 9 11 10,9 3,24

Solución: Para ilustrar el procedimiento, se siguen los pasos recomendados anterior-

mente:

1. Establecer la hipótesis nula y la alterna

Como la media muestral de A es mayor que la de B, se prevé que la agroindustria está contaminando el lago. El problema se puede estudiar planteando la prueba de hipótesis en los siguientes términos:

3 Adaptado de la referencia 2.


▪ 198

Hipótesis nula ⇒ Ho : µA - µB = 0

Hipótesis alterna ⇒ H1 : µA - µB ≠ 0

2. ¿Se puede usar la prueba t? Para determinar si se puede usar la prueba t, se chequean las siguientes

condiciones:

• Es necesario suponer que las dos series de datos se distribuyen nor-malmente.

• El número de datos es menor de 30.

• Las varianzas deben ser similares

Desviación estándar Sitio A = sA2 = 9,86

Desviación estándar Sitio B = sB2 = 10,49

Como las tres condiciones se dan, entonces, se considera que se puede usar la prueba t.

3. Seleccionar el nivel de significancia

Se escoge realizar la prueba con una confiabilidad del 95%, por lo tanto, α = 0,05

4. Utilización de la hoja de cálculo Excel® 2007

En el menú de Datos se tiene la opción de Análisis de datos y de ella se selecciona la alternativa prueba t para dos muestras suponiendo varianzas iguales. Excel® devuelve los datos que se ven en la parte inferior de la figura E6.5.

Excel® devuelve un valor t0,05(20) para dos colas igual a 2,085 (ver celda F31 del gráfico anterior) y el estadístico t igual a 2,00 (ver celda F27 del gráfico anterior).

5. Toma de decisión

Como el t (2,0) está dentro de la región de aceptación (–2,085 < t0,05(20) < 2,085), no se puede rechazar la hipótesis de que las medias son iguales. Esto no significa que los promedios sean iguales y que la agroindustria no esté cambiando la calidad del agua en el lago; simplemente, el resultado de la prueba no permite afirmar la sospecha de que la agroindustria está contaminando el agua del lago.

–v–

En resumen se puede concluir que para las aplicaciones a los estudios de análisis de calidad del agua, en el contraste o pruebas de hipótesis es necesario tener en cuenta que:


▪ 199

• No sirve para demostrar Ho, no se tiene mayores dudas cuando se rechaza Ho.

• Sirve para decir que, a partir de los datos de la muestra: − No puede rechazarse Ho

− Es aceptable suponer que Ho es cierta

• Sirve para “demostrar” H1 en el sentido de que, a partir de los datos de la muestra, hay una fuerte evidencia de que H1 es cierta en comparación con Ho.

6.5 CORRELACIÓN Y ANÁLISIS DE REGRESIÓN

Es común que en los diagnósticos de la calidad del agua sea necesario estable-cer la relación entre dos o más variables. Para determinar dicha relación los métodos más importantes son la correlación y los análisis de regresión. Aunque las dos técnicas están estrechamente relacionadas, ellas se usan con diferentes propósitos y a menudo son confundidas. Dado el alcance de este libro, en esta sección solamente se describe y presenta la aplicación de la correlación y análisis de regresión entre dos variables que es el caso más simple que puede ocurrir.

Figura E6.5 Resultados del análisis de datos utilizando la hoja de cálculo Excel 2007Fuente: elaboración propia.


▪ 200

En el mercado existen paquetes comerciales como los que anteriormente se han nombrado que realizan los análisis de regresión y correlación. Por simplicidad y dada la variabilidad de metodologías y la complejidad con que estos paquetes se consiguen, para los casos que se presentan en esta sección se utiliza la hoja de cálculo Excel® 2007.

6.5.1 Correlación

En los estudios de calidad del agua, el análisis de correlación se utiliza como una medida del grado de asociación lineal que existe entre dos variables alea-torias. En este caso “aleatoria” significa que la variable no está bajo el control del investigador, y por lo tanto, en su medición puede existir un error asociado. Un ejemplo de una variable aleatoria en calidad el agua es la concentración de oxígeno disuelto en un río mientras que la fecha o la ubicación del sitio de muestreo son variables no aleatorias.

El grado de asociación entre las dos variables en estudio se establece cal-culando el coeficiente de correlación denominado r. La ecuación para calcular r es la siguiente:

rx x y y

x x y y

i

ni i

i

ni i

ni

=− −

− −

=

= =

∑

∑ ∑1

12

12

( )( )

( ) ( )

(6.9)

El valor de r varía entre –1 y +1 y entre mayor sea el valor absoluto de r, mayor será el grado de asociación entre las variables. Cuando las variables son independientes y se puede asumir que las series siguen una distribución normal, r se denomina coeficiente de Pearson. Cuando las condiciones anteriores no se presentan, se utilizan técnicas no paramétricas y se habla del coeficiente r de Spearman.

En la aplicación de la ecuación 6.9 hay que tener en cuenta algunos comen-tarios como:

• El coeficiente r evalúa una relación lineal entre dos variables pero no contiene información sobre la pendiente ni sobre la linealidad de la relación. A menudo es posible que una relación débil con un r bajo pueda ser transformada en una relación más fuerte utilizando una transformación matemática.

• La mayoría de los paquetes estadísticos y Excel® utilizan la técnica de los mínimos cuadrados para establecer la relación entre las dos variables. Por lo tanto, se recomienda al lector revisar las situaciones en las cuales este método es aplicable.


▪ 201

6.5.2 Análisis de regresión

Hay situaciones en las cuales es deseable, además de establecer el grado de asociación entre las variables (correlación), conocer la relación funcional entre las variables (análisis de regresión). En los análisis estándar de regresión se asume generalmente que no hay error en la medición de la variable independiente (x), lo cual significa que todos los errores son atribuibles a la variable dependiente.

Las relaciones matemáticas más comunes que se pueden establecer entre dos variables normalmente distribuidas son:

• Lineal: y = a + b*x

• No lineal: y = a + b*x + c*x2 + …

• Inversa: y = a + b/x + c/x2 + …

• Exponencial: y = a*eb*x

• Logarítmica: y = a + b * ln(x)

• Trigonométrica: y = a + b * seno(x) ó y = a + b * coseno(x)

• Combinación de las anteriores

Existen dos medidas para determinar qué tan bien x y y se ajustan a alguna de las anteriores ecuaciones, el coeficiente de determinación R2 y/o el error estándar del estimado. R2 es una medida del porcentaje de la variación de y “explicada” por la ecuación de regresión. R2 se calcula como r elevado al cuadrado. Para calcular el error estándar del estimado (sm), se emplea la siguiente fórmula:

sy y

glmp o=

−( )∑2

(6.10)

Donde:

yp: Valor predicho de y

yo: Valor observado de y

gl: grados de libertad

Para que sean válidos los análisis de regresión y correlación se requiere de varios supuestos que se escapan al alcance dado a este tema en este libro y que el lector debe revisar antes de realizar cualquier aplicación (referencias 1 y 2). Normalmente para estimar la incertidumbre con que un valor particular de x es capaz de predecir un valor de y, se acostumbra determinar el intervalo de predicción. La ecuación para calcular los intervalos de predicción es:


▪ 202

intervalo de predicción = ± + +

−

−∑y t s

nx x

x xp mo o

o o

* *( ˆ )

( ˆ )1

1 2

2 (6.11)

Donde:

t: t de student (ya discutido en secciones anteriores)

x : Media o promedio de los valores de x.

n: Número de datos de x y y.

xo: Valor particular de x.

Los intervalos de predicción se usan primordialmente en los modelos de calidad del agua cuando se quiere tener una medida de incertidumbre con la cual el modelo prediga los valores de una variable.

A continuación se presenta un ejercicio de carácter pedagógico en el cual se utiliza la hoja de cálculo Excel® 2007 en un análisis de correlación y regresión.

Ejercicio 6.6 Análisis de correlación y regresión4

• Analizar la relación entre las concentraciones de clorofila a (Cla) y fósforo total (P) tomadas las muestras en un mismo sitio y una misma profundidad en un lago A. Usar la hoja de cálculo Excel® 2007 para realizar el análisis de regresión y correlación.

Cla 5 7 8 10 10 15 18 24 29 30 32 33 38 41 42 43 48 68 84 92 96

P 1,4 3 1,7 2,1 2 6 4,9 22 8,2 12 25 14 12 20 24 30 20 42 84 103120

Concentraciones en µg/L

Solución:

1. Análisis de correlación Utilizando la función de Excel® 2007: “=COEF.DE.CORREL(matriz1;matriz2)” ,

donde matriz1 son los datos de Clα y matriz2 son los datos de P, la hoja devuelve un valor de r = 0,937.

El valor anterior demuestra que entre las variables existe una razonable correlación que podría ser mejorada. Entonces, se justifica continuar el análisis y tratar de encontrar la ecuación matemática que relacione a x (concentración de P total) con y (concentración de clorofila α).

2. Preparación de las curva de puntos



▪ 203

La figura E6.6(1), elaborada en Excel® 2007, muestra la dispersión de los datos suministrados.

y = 1,151x - 15,84R² = 0,877

y = 2,377e0,045x

R² = 0,856

y = 29,94ln(x) - 72,13R² = 0,583

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

02 04 06 08 01 00

Clorofi

la α

(μg/

L)

P(μg/L)

120

Figura E 6.6(1) Curvas de tendencia para la serie dada Fuente: elaboración propia.

Utilizando la opción “curvas de tendencia” disponible en Excel® 2007, se incluyen las ecuaciones para la curva lineal, exponencial y logarítmi-ca. Como puede observarse el mejor ajuste lo presenta la curva lineal (R2 = 0,877, coeficiente de determinación más alto). Dado que se trata un análisis de regresión simple (dos variables), no se chequean características como la heterosasticidad y colinealidad.

Para mejorar el ajuste se realiza una transformación matemática a los datos utilizando logaritmos (sacando log10 a cada variable). La transfor-mación se hace directamente cambiando las escalas de los ejes x y y de la gráfica anterior. La curva con los datos transformados se presenta en la figura E 6.6(2).

y = 0.091x1.49R² = 0.924

1

10

100

1000

1 10 100

Clo

rofi

laα

(mg/

L)

P total (mg/L)

Figura E 6.6(2) Intervalos de predicción Fuente: elaboración propia.

P total (mg/L)


▪ 204

3. Análisis de regresión utilizando la hoja de cálculo Excel® 2007

En el menú Datos se tiene la opción Análisis de datos y de ella se selec-ciona la alternativa Regresión. Excel® 2007 devuelve los datos que se ven en la parte inferior de la figura E6.6(3).

Figura E6.6(3) Resultados en Excel® del análisis de correlación y regresión. Fuente: elaboración propia.

En este punto del análisis es importante comparar el coeficiente de correlación de los datos sin transformar (r = 0,937 y R2 = 0,877) y el de los datos transformados (r = 0,962 y R2 = 0,961) lo cual justifica haber realizado la transformación porque mejoró la correlación puesto que aumentó el valor de r.

De acuerdo con la información suministrada en el análisis de varianza (figura E6.6(3), la ecuación de regresión se forma teniendo como pen-diente el coeficiente de la variable X1 (1,49, casilla B45 en el cuadro de resultados de Excel®, figura E6.6(3)) y el intercepto (–1,04, casilla B44 en el cuadro de resultados de Excel®, figura E6.6(3)). Finalmente, la ecuación de regresión tiene la siguiente forma:

log (Clα) = –1,04 + 1,49 log (P)

Sacando antilogaritmos a ambos lados de la ecuación anterior, se obtiene la siguiente ecuación:

Clα = 0,091*(P)1,49


▪ 205

Obsérvese que la ecuación anterior es igual a la que devolvió Excel® 2007 cuando se elaboró la curva con los datos transformados (figura E 6.6(2)).

4. Intervalo de predicción

Para evaluar el modelo anterior (Cla = 0,091*P1,49), se construyen los intervalos de predicción alrededor de la línea de tendencia descrita por el modelo (figura E 6.6(2)). Los intervalos de predicción fueron construidos utilizando una certeza del 95%. En el siguiente cuadro se presentan los datos de P y Cla, los datos transformados y los intervalos calculados.

P (µg/L) Clα(µg/L)Log (P)

(x)Log (Clα)

(y)yp (xo - x)2 ∆Superior ∆Inferior

5 1,4 0,698 0,146 0,004 0,536 2,4375 0,4186

7 3 0,845 0,477 0,222 0,343 3,9265 0,7083

8 1,7 0,903 0,230 0,308 0,278 4,7508 0,8715

10 2,1 1 0,322 0,452 0,185 6,5440 1,2302

10 2 1 0,301 0,452 0,185 6,5440 1,2302

15 6 1,176 0,778 0,715 0,065 11,7812 2,2874

18 4,9 1,255 0,690 0,833 0,030 15,3871 3,0153

24 22 1,380 1,342 1,019 0,002 23,5305 4,6469

29 8,2 1,462 0,913 1,141 0,001 31,1881 6,1619

30 12 1,477 1,079 1,163 0,002 32,8090 6,4802

32 25 1,505 1,397 1,205 0,005 36,1372 7,1310

33 14 1,518 1,146 1,225 0,007 37,8437 7,4633

38 12 1,579 1,079 1,316 0,022 46,7884 9,1911

41 20 1,612 1,301 1,365 0,032 52,4748 10,2776

42 24 1,623 1,380 1,381 0,036 54,4220 10,6477

43 30 1,633 1,477 1,396 0,040 56,3946 11,0216

48 20 1,681 1,301 1,467 0,062 66,6328 12,9465

68 42 1,832 1,623 1,693 0,161 113,4512 21,4682

84 84 1,924 1,924 1,830 0,243 157,1284 29,0949

92 103 1,963 2,012 1,888 0,283 180,8943 33,1420

96 120 1,982 2,079 1,916 0,303 193,2404 35,2196

Promedio 1,43 1,01

Suma 2,832


Para ilustrar la preparación del cuadro anterior, a continuación se presenta un modelo de cálculo:

P = 15 µg/L ⇒ log P = 1,176 ⇒ log(Clα) = - 1,04 + 1,49(1,176) = 0,715


▪ 206

Utilizando la ecuación 6.11, el intervalo de predicción (IP) para xo (log P = 1,176) es:

IP95

2

0 715 2 09 0 164 1121

1 176 1 432 83% , , * , *

( , , ),

= ± + +−

IP95% = 0,715 ± 0,354

Donde:

t95%: 2,09 (determinado en Excel® con α igual a 0,05 y 19 grados de libertad, celda B48 en el cuadro de resultados en Excel®, (Figura E6.6(3)).

sm: 0,164 (error típico en las estadísticas de la regresión, ver cuadro de resultados en Excel®, figura E6.6(3)).

En unidades de µg/L, para una concentración de 15 µg/L, el intervalo de predicción es:

10(0,715-0,354) < Clα < 10(0,715+0,354) ⇒ 2,3 µg/L < Clα < 11,7 µg/L.

Lo anterior se lee: “para una concentración de P de 15 µg/L, el verdadero valor de la clorofila α está entre 2,3 y 11,6 µg/L.

En la Figura E6.6(2) están graficados los intervalos de predicción para toda la serie.

–v–

A menudo los intervalos de predicción son confundidos con los intervalos de confianza. Por lo tanto, hay que tener en cuenta que los intervalos de predicción son una medida de la incertidumbre o error con que se predice un valor de y dado un valor de x, mientras los intervalos de confianza determinan el rango entre el cual está el valor promedio de y.

6.6 PRESENTACIÓN DE DATOS

Los datos de calidad del agua se pueden presentar en forma de tablas o de grá-ficas. Aunque las gráficas no son tan buenas como las tablas cuando se requiere presentar la información en forma cuantitativa, ellas son muy recomendables cuando se quiere mostrar el comportamiento de los datos. La presentación gráfica tiene, entre otras ventajas, las siguientes:

• En una pequeña área se puede mostrar gran cantidad de datos.

• Se pueden sobresaltar fácilmente las tendencias, las correlaciones y los


▪ 207

“outliers” .

• Capturan más fácilmente la atención del lector, especialmente cuando la audiencia son personas no conocedoras del tema.

En general se presentan tres niveles o formas de presentaciones gráficas: i) la reproducción total de todos los datos, usualmente para propósitos técnicos, ii) gráficos seleccionados solo para uso de especialistas en el tema, o iii) gráficos que resumen la información para usos tales como la docencia, personas no conocedoras del tema, etc. Dado que en este último caso las presentaciones de los datos se diseñan para cada situación en particular, este tema no se cubre en este numeral.

Cuando se usan gráficos, es esencial que los datos se presenten clara y acertadamente. La clave para producir un buen gráfico está en examinar los datos y decidir qué características y relaciones se quieren mostrar. En el campo de la calidad del agua, la información que comúnmente se presenta es:

• Series de tiempo. Los datos de las variables de calidad del agua se grafican cronológicamente de acuerdo con la fecha en que se recolectaron las muestras.

• Variaciones temporales. Presentación de datos de calidad del agua en pro-medios mensuales, invierno, verano, etc.

• Resúmenes estadísticos. Rangos, valores máximos ó mínimos, etc.

• Comparaciones (temporales y/o espaciales). Cuando se compara el compor-tamiento en el tiempo o con la distancia de varios parámetros de calidad del agua.

6.6.1 Tipos de presentaciones gráficasEscoger o seleccionar el tipo de gráfica más adecuado es un proceso iterativo. Lo primero que se debe definir es la forma del gráfico. Hoy en día con los paquetes informáticos existentes (Excel®, Corel Draw®, etc.) se puede tener los datos graficados en forma de curvas, pasteles, columnas, gráficos de caja, etc.

Después de haber definido el tipo de gráfico, lo más importante es seleccionar la escala. Por ejemplo, las escalas logarítmicas son recomendables cuando es importante entender los cambios porcentuales o valores que cubren más de un orden de magnitud. Finalmente, se escogen detalles menores como el tipo y tamaño de letra, los colores, etc. Sin embargo, es importante recordar que el propósito es atraer y mantener la atención del auditorio o el lector, es así, como gráficos sobre elaborados y complejos no logran el objetivo anterior.

6.6.2 Gráficos de series de tiempoCorresponden a este tipo de gráficos los que muestran en el eje x las fechas o


▪ 208

ubicación de los muestreos, y en el eje y los valores de las variables de calidad del agua. Este tipo de gráficos son útiles cuando se quiere mostrar:

• La distribución general de los datos.• Visualizar las posibles tendencias en el tiempo.• Cambios importantes o variaciones cíclicas.• Identificar los “outliers” .

Cuando se estén mostrando promedios (mes a mes, verano, invierno) es mejor utilizar columnas y no curvas (líneas) para presentar las gráficas.

6.6.3 Resumiendo las características de calidad del agua (diagramas de caja).

Los diagramas de caja son una excelente forma de ilustrar la distribución y resumir las estadísticas más importantes de una serie de datos.

La convención más común es construir la caja mostrando el valor mínimo, el máximo, el promedio o media y los cuartiles primero y tercero. Sin embargo, hay presentaciones en las cuales se resume la información utilizando seis medidas estadísticas: 1) el valor mínimo, 2) el primer cuartil (Q1), 3) la mediana, 4) la media, 5) el tercer cuartil y 6) el máximo.

Los diagramas de caja mostrados en la figura 6.5 fueron elaborados con el software Minitab® 15. Los valores mínimo y máximo se unen a la caja usando dos líneas rectas llamadas “conectores“ mientras que la caja propiamente dicha

Estación 2Estación 1

120

100

80

60

40

20

0

Dat

os

121

8378

Fósforo (mg*1000/L)Gráfica de caja de Estación 1. Estación 2

Q3

Q1 Mediana

Media

1,5 veces IQR

Valores atípicos

3veces IQR

Valores extremos

Conector

Q3

Q1 Mediana

Media

1,5 veces IQR

Valores atípicos

3 veces IQR

Valores extremos

Conector

Figura 6.5 Diagrama de caja para resumir datos de calidad del aguaFuente: elaboración propia.


▪ 209

se construye con el primer cuartil (25%), la media o la mediana y el tercer cuartil (75%).

Datos que están a más de 1,5 veces el rango intercuartil (Q3 – Q1) por encima o por debajo de la caja son considerados atípicos y son representados con alguna convención particular. Los puntos que quedan a más de 3 veces el rango intercuartil son considerados como datos extremos y en algunos paquetes estadísticos se representan con una convención diferente a los datos atípicos.

6.7 ERRORES

Cuando se están almacenando, administrando, etc., datos de calidad del agua comúnmente se presentan dos tipos de errores o problemas con la información. El primer tipo de error tiene que ver con la calidad y precisión de los datos y el segundo con los errores que se comenten en los supuestos que es necesario hacer para realizar los análisis estadísticos.

6.7.1 Validación de los datos

En este grupo se clasifican los errores que se pueden cometer durante el proceso de recolección de los datos, entre otros, la representatividad del sitio de muestreo, contaminación de las muestras durante su manipulación, errores de análisis en el laboratorio y de almacenamiento de los datos. La experiencia ha confirmado que se cometen comúnmente errores en la transferencia de los datos a los medios informáticos. Los anteriores errores pueden obviarse o minimizarse haciendo revisar la información por parte de un experto en calidad del agua.

6.7.1.1 Outliers (puntos extremos o raros)

Otro tipo de datos que es necesario revisar para poder validar la información son los llamados “outliers” o datos raros. En las series de datos de calidad del agua comúnmente se encuentran datos que obviamente no tienen un comportamiento igual a la mayoría de los datos que se han obtenido. Por ejemplo, datos extremos que están muy alejados del valor promedio de la serie.

Se sugiere considerar que un dato es un “outlier” cuando esté separado de la media tres desviaciones estándar por debajo o por encima (x = µ ± 3σ) o cuando cumpla con la condición establecida en el numeral anterior para un dato extremo. Se deja a criterio del analista la decisión a tomar.

Cuando esta situación se presenta es necesario tomar una decisión sobre si este dato es ocasional pero apropiado. Desafortunadamente no existe un criterio unánime entre los expertos sobre las reglas de decisión sobre qué hacer cuando se presentan estos casos. Sin embargo, las siguientes son reglas que pueden guiar al lector sobre algunos procedimientos.


▪ 210

• Retener el “outlier” y analizar e interpretar la serie utilizando el dato. Luego repetir el proceso pero sin el “outlier” y comparar las conclusiones. Si las conclusiones son básicamente las mismas, entonces no se descarta el dato.

• Retener el dato pero utilizar técnicas de análisis que no se vean afectadas por valores extremos, es decir, utilizar métodos no-paramétricos. Por ejemplo, usar como medida de tendencia central la mediana en lugar de la media.

Finalmente, es importante que se validen los datos cuando se esté realizando un análisis estadístico porque la inclusión de un dato “raro” puede distorsionar el comportamiento de la serie y conducir a conclusiones erróneas.

6.7.1.2 Calidad de los datos y datos faltantes

Los resultados del laboratorio se deben verificar para detectar errores en los cálculos, en la digitación o en ciertas relaciones entre variables. Los chequeos en este nivel no deben ser simplemente revisiones visuales sino que es necesario, si es posible, hacer comparaciones con los datos históricos, balances iónicos (sumatoria de cationes igual a sumatoria de aniones), etc.

En muchas oportunidades es necesario interpolar o incluir un dato que falta en una serie. Los criterios más empleados en esta situación son:

• Los datos faltantes se pueden llenar con los parámetros de tendencia central, básicamente con la media o la moda.

• Para muestras grandes (n > 50) se puede realizar una correlación

6.7.2 Errores estadísticos

Dado que muchos de los análisis estadísticos (la mayoría de ellos realizados con base en supuestos) se utilizan para tomar decisiones, es importante dar una indicación del grado de error o certeza (precisión) con que se realizan los cálculos.

Como se sabe, en calidad del agua se incurre en errores estadísticos debido a que se utilizan datos muestrales y no poblacionales para determinar los esta-dísticos (media, mediana, desviación estándar, etc.) y cuando se hacen supuestos sobre el comportamiento de los datos (ajustes a distribuciones normales).

En términos prácticos, la precisión con la cual se determina un estadístico se mide determinando el error estándar. Por ejemplo, el error estándar de la media será una medida del grado de desviación que tiene una media poblacional calculada con una media muestral.


▪ 211

A continuación se presentan las expresiones que se utilizan para calcular el error estándar de las principales estadísticas descriptivas.

Estadístico Error estándar Restricciones

Media s s

nx−= Cualquier población distribuida normalmente

Cualquier población con un n grande

Desviación estándar s ss x= −0 707, * Poblaciones normales, n > 15

Mediana s sm x= −1 253, * Poblaciones normales, n > 50

Cuando el valor del error estándar es demasiado alto, son cuestionables las conclusiones que se saquen con base en los análisis estadísticos.


6.1 Utilizando el enunciado y datos del ejercicio 6.4, determinar la probabilidad de que en un determinado programa de muestreo se obtengan concentra-ciones por encima de los 70 NMP/100 mL de coliformes establecido como norma.

Respuesta:

P(X > 70) = 0,7614

6.2 Una norma de calidad del agua establece que en no más de 2 muestras tomadas en un período de 30 días (1 mes), la concentración de oxígeno disuelto puede bajar de 4 mg/L. ¿Cuál debe ser el promedio de oxígeno disuelto para que se cumpla la norma si la desviación estándar de muestreos anteriores es de 0,5 mg/L?

Respuesta:

Oxígeno disuelto promedio = 3,25 mg/L

6.3 Una norma de calidad establece que la concentración de un metal pesado no debe sobrepasar de 0,03 mg/L en el agua. Se realiza un muestreo durante 2 meses escogiendo al azar muestras en 10 días diferentes y se obtienen los datos que se anexan a continuación. a) determinar la probabilidad de que el promedio de los datos esté sobrepasando la norma y b) usando un contraste de hipótesis, determinar si se está cumpliendo con la norma con un nivel de significancia del 95%.

Día 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

metal 0,021 0,024 0,03 0,026 0,043 0,027 0,045 0,042 0,02 0,028


▪ 212

Respuesta:

a) Probabilidad de que se esté sobrepasando la norma

Función en Excel®

P( x < 0,03) 0,47 =DISTR.NORM(0,03;0,0306;0,0093;VERDADERO)

P( x > 0,03) 0,53 1 – 0,47 = 0,53

La probabilidad de que se esté sobrepasando la norma es del 53%

b) Contraste de hipótesis

Ho (hipótesis nula): µ = 0,03

H1 (hipótesis alterna): µ > 0,03

t = 0,20375763

t0,05(9) = 1,8331

No se rechaza la hipótesis nula.

6.4 Una norma establece que la concentración promedio de sólidos suspendidos debe ser menor de 350 mg/L en un río. Para confirmar o no este supuesto se realiza un muestreo diario durante un mes. Considérese un nivel de significancia de α = 0,05.

Día SS (mg/L) Día SS (mg/L) Día SS (mg/L)1 356 11 305 21 4292 427 12 413 22 3763 387 13 391 23 3284 510 14 380 24 4115 288 15 382 25 3976 290 16 389 26 3657 320 17 405 27 4058 350 18 293 28 3699 403 19 276 29 42910 329 20 417 30 364

Respuesta:

Función en Excel® Observación

z –2,38 Muestra grande (n ≥30) y se desconoce σz (95%) –1,9599 =DISTR.NORM.ESTAND.INV(0,025)

6.5 Se sabe que el oxígeno disuelto (OD) en el agua depende de la temperatura,


▪ 213

a) Realizar un análisis de correlación para determinar si existe correlación en los datos que se presentan a continuación, y b) En caso de que exista la correlación determinar la ecuación que relaciona las variables.

OD (mg/L) 13,8 12,6 11,9 10,2 8,9 10,7 11,6 12,3 14,7 13,4 14,2 13,8

T (oC) 0,8 6 7,2 14,2 21,3 13,9 9,9 6,2 0,3 2,2 -0,2 1

Respuesta:

a) Resultados devueltos por la hoja de cálculo Excel®

ESTADÍSTICAS DE LA REGRESIÓN

Coeficiente de correlación múltiple

0,987936822

Coeficiente de determinación R^2

0,976019165

R^2 ajustado 0,973621081

Error típico 0,286921955

Observaciones 12

ANÁLISIS DE VARIANZA

Grados de libertad

Suma de cuadrados

Promedio de los cuadrados

FValor crítico

de F

Regresión 1 33,5059246 33,5059246 406,999658 1,9715E-09

Residuos 10 0,82324208 0,08232421

Total 11 34,3291667

Coeficientes Error típico Estadístico t Probabilidad Inferior 95% Superior 95%

Intercepción 14,11351584 0,12072279 116,908462 5,14E-17 13,8445287 14,38250

Variable X 1 -0,256789735 0,0127286 -20,1742325 1,97E-09 -0,28515082 -0,228428

Dado el valor de r = 0,987, existe un fuerte grado de asociación entre el OD y la T oC

b) Ecuación de regresión OD (mg/L) = - 0, 256*(T oC) + 14,11


[1] CHAO LINCOLN L. “Estadística para las ciencias administrativas” , McGraw-Hill, USA, 1974.


▪ 214

[2] CHAPRA, STEVEN, RECKHOW KENNETH. “Engineering approches for lake ma-nagement” volume 1 & 2. Ann Arbor Science. USA, 1983.

[3] METCALF & EDDY, Inc., Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, and Reuse, McGraw-Hill Book Co., New York, 1979.

[4] RECKHOW KENNETH. “Quantitative Technics for the assessment of lake quality” . Department of Resource Development, Michigan State University. USA Environ-mental Protection Agency, USA, January 1979.

[5] Water Quality Assessment, Edited by Chapman & Hall. Inglaterra, second edition 1996.

CAPÍTULO Monitoreo de calidad del agua

77.1 ASPECTOS GENERALES SOBRE MUESTREO

7.1.1 Representatividad de la muestra7.1.2 Técnicas de muestreo apropiadas7.1.3 Preservación de las muestras7.1.4 Análisis de datos

7.2 TIPOS DE MUESTRAS7.2.1 Muestra instantánea7.2.2 Muestra compuesta7.2.3 Muestra integrada

7.3 CLASES DE MUESTREO7.3.1 Muestreo manual7.3.2 Muestreo automático

7.4 FRECUENCIA DE MUESTREO7.5 IDENTIFICACIÓN DE LAS MUESTRAS7.6 MANEJO DE LAS MUESTRAS7.7 PRESERVACIÓN DE LAS MUESTRAS7.8 EQUIPOS DE MUESTREO

7.8.1 Muestreadores manuales7.8.2 Muestreadores automáticos

7.8.2.1 Muestreador no proporcional7.8.2.2 Muestreadores para aguas residuales

7.8.3 Muestreadores para biota7.8.4 Sensores

7.9 UBICACIÓN DE LAS ESTACIONES DE MUESTREO7.9.1 Toma de muestras en alcantarillados7.9.2 Toma de muestras en corrientes o canales7.9.3 Toma de muestras en lagos o embalses

7.10 MEDICIÓN DE CAUDALES7.11 DISEÑO DE PROGRAMAS DE MUESTREO DE CALIDAD

DEL AGUA7.11.1 Generalidades7.11.2 Número de muestras


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CAPÍTULO 7

Monitoreo de calidad del agua

La toma de muestras de agua y los aforos constituyen uno de los aspectos fun-damentales de todo análisis de calidad del agua. Los resultados de un programa de muestreo o monitoreo sirven para actividades tales como:

• Los muestreos son la base para el diseño y operación de las plantas de tratamiento de agua potable y residuales.

• El montaje (datos de entrada) de los modelos matemáticos que simulan el comportamiento de las corrientes y sistemas de distribución de agua.

• Sirven para elaborar diagnósticos, programas de control y evaluar las medidas de mitigación en proyectos de recuperación, mantenimiento, etc. de recursos hídricos.

Programas de muestreo mal elaborados producen resultados incoherentes que llevan a diseños errados o toma de decisiones equivocadas. Los aspectos básicos que debe cumplir un programa de muestreo son:

• Asegurar que la muestra de agua sea representativa del agua residual o la corriente que se desea monitorear.

• Utilizar las técnicas de muestreo recomendadas por la literatura especializada en la materia.

• Preservar las muestras, si es que se requiere, antes de ser analizadas en el laboratorio.

• Analizar correctamente los resultados obtenidos.

Resumiendo, los programas de muestreo no se pueden generalizar. Para diseñarlos, es necesario tener claro el objetivo del monitoreo. Por ejemplo, no se diseña igual un programa de muestreo cuyo objetivo es la definición de objetivos de calidad que uno de control de la calidad del agua o los destinados a cobrar tasas retributivas.

Adicionalmente, antes de diseñar o realizar un programa de muestreo se debe consultar la regulación aplicable al respecto. Por ejemplo, en Colombia revisar el RAS 2000 o el reglamento que lo sustituya.


▪ 218

7.1 ASPECTOS GENERALES SOBRE MUESTREO

7.1.1 Representatividad de la muestra

Las corrientes y descargas de aguas residuales varían en su composición cuan-titativa y cualitativa en el tiempo y pueden no estar uniformemente mezcladas en el sitio donde se toma la muestra. Son muy comunes los canales obstruidos por los sedimentos, o cuando estos son anchos se presentan corrientes con características diferentes. Localizar un sitio donde se presente una mezcla completa y la muestra sea representativa del agua que se quiere analizar puede ser dispendioso, en muchas ocasiones no se encuentran sitios adecuados, y de-penderá de la habilidad del investigador, la determinación de un sitio apropiado para el muestreo.

El análisis de la variación de la composición de una muestra de agua es fundamental y sólo el conocimiento de las actividades cotidianas permitirá dar claridad sobre el comportamiento de la calidad del agua. De los cambios y la variabilidad de la calidad del agua dependerá el tipo de muestra a tomar: instantánea, compuesta, etc. (ver ejemplo en el numeral 7.11).

7.1.2 Técnicas de muestreo apropiadas

Una técnica de muestreo apropiada no implica sofisticación; en muchos casos el empleo de equipos complejos sólo mejora en un bajo porcentaje la precisión de los resultados. El conocimiento de los equipos de muestreo disponibles y la manipulación de estos, la forma de tomar las muestras, complementado con un sitio apropiado de muestreo asegurarán el éxito de un programa de muestreo.

7.1.3 Preservación de las muestras

Cuando transcurre mucho tiempo entre la toma de la muestra y el análisis en el laboratorio, pueden ocurrir reacciones químicas, físicas o biológicas que alteran los resultados o valores de ciertos parámetros, por ejemplo, la DBO, el NMP de coliformes. Para evitar que estas reacciones se presenten se deben preservar las muestras. Las muestras se pueden preservar refrigerando los recipientes en neveras portátiles o con hielo, añadiendo soluciones ácidas, etc. La forma o procedimiento para preservar las muestras depende de varios factores, entre ellos, el tipo de parámetro por analizar, el tiempo entre la toma de la muestra y el análisis en el laboratorio, las características del agua, etc. Para cada caso es-pecífico se debe consultar la bibliografía existente, especialmente la referencia 5.

7.1.4 Análisis de datos

El análisis de los resultados de un programa de muestreo es parte fundamental de las decisiones que se tomen. Existen dos tipos de análisis de datos que debe

mOniTOreO de CALidAd deL AgUA

▪ 219

tener en cuenta el ingeniero: i) El chequeo de incongruencias en el reporte del laboratorio y, ii) análisis estadístico de los resultados (capítulo 6).

Para chequear que no existan incongruencias en los reportes de laborato-rio, se deben comparar los resultados desde sus etapas preliminares. Se debe verificar que los valores reportados correspondan a situaciones que estén de acuerdo con la muestra analizada. Por ejemplo, un pH bajo cuando el desecho se sabe que es alcalino, una DBO mayor que una DQO, un OD muy por encima del oxígeno de saturación.

7.2 TIPOS DE MUESTRAS

Los tipos más comunes de muestras son las instantáneas, las compuestas (alícuotas) y las integradas. Los diferentes tipos de muestras pueden tomarse manual o automáticamente (clases de muestreo).

7.2.1 Muestra instantánea

Una muestra instantánea representa las condiciones de una corriente o de un agua residual en el momento en que esta se recolecta. Se recomienda tomar este tipo de muestras cuando:

• Las descargas de aguas residuales son intermitentes. En muchos procesos industriales los desechos no fluyen continuamente, sino que son almacenados en tanques, descargados una vez se llenan los depósitos, o simplemente obedecen a cambios continuos en el proceso industrial durante el día.

• Las características del agua son constantes. En muchos casos las descargas o vertimientos de aguas residuales, las fuentes superficiales son muy cons-tantes en el tiempo. Cuando esta situación se presenta, una o pocas muestras serán representativas de la calidad del agua. Es importante tener en cuenta que pueden existir descargas intermitentes con características constantes, esto quiere decir que en estos casos se pueden requerir muestras simples o compuestas.

• Existen variaciones extremas en la composición del agua por muestrear. Cuando se presentan estos casos es necesario tomar muestras instantáneas porque los muestreos compuestos pueden contrarrestar los picos. Por ejemplo, un proceso industrial que durante la mañana arroja desechos con pH altos y por la tarde desechos con pH bajo. Si se toma una muestra compuesta se puede obtener como resultado un pH neutro, lo cual no es representativo de la situación que se está presentando.

• Parámetros especiales. Existen parámetros que requieren ser evaluados con muestreos instantáneos, entre ellos los más comunes son: OD, temperatura, cloro residual y otros gases disueltos.


▪ 220

7.2.2 Muestra compuesta

Cuando la composición del agua por muestrear presenta cierta variabilidad, se aconseja tomar muestras compuestas o alícuotas. Una muestra compuesta consta de muestras pequeñas individuales, que se toman ya sea proporcionales al tiempo o al flujo, se mezclan para formar una muestra total, que es la que se somete al análisis en el laboratorio.

• Según el flujo: Tomando muestras de igual volumen, pero a intervalos de tiempo que son inversamente proporcionales al caudal de la corriente, es decir, que a mayor caudal de la corriente, menores los intervalos de tiempo de muestreo y viceversa.

• Según el tiempo: Se toman las muestras a intervalos de tiempo constantes, pero el volumen de la muestra es proporcional al caudal de la corriente.

En ambos casos la cantidad de muestra por tomar depende del número y tipo de análisis que se van a realizar; el volumen mínimo es de 2 litros y las muestras individuales deben ser aproximadamente de 200 ml; si son tomadas con intervalos de una hora. Cuando los intervalos son muy pequeños de tres a cinco minutos, la cantidad mínima debe ser mayor o igual a 25 ml. El intervalo dependerá de la variabilidad de la calidad del agua con respecto al tiempo.

En la caracterización de desechos industriales es común tomar muestras compuestas durante 24 horas para conocer la descarga diaria; sin embargo, de acuerdo con el horario de funcionamiento de las operaciones que se realicen en la industria a la cual se le va a hacer la caracterización de aguas residuales, se pueden tomar muestras de 2, 4, 8, 16, ó 24 horas, pero debe tenerse en cuenta que algunas sustancias biodegradables no se prestan para muestras compuestas de largo tiempo (más de 24 horas). Este tipo de muestra se compone, tomando y mezclando en un mismo recipiente un volumen (alícuota) de muestra que se calcula de la siguiente forma:

∀ =∀

ip

in QQ

** (7.1)

Donde:

∀i : Volumen de cada alícuota

∀ : Volumen total a componer (generalmente 2000 ml como mínimo)

Qp : Caudal promedio durante la jornada de aforo

Qi : Caudal instantáneo de cada muestra individual

n : Número de muestras tomadas.


▪ 221

7.2.3 Muestra integrada

Muestra integrada es aquella que se forma por la mezcla de muestras puntuales tomadas de diferentes puntos simultáneamente, o lo más cerca posible. Un ejemplo de este tipo de muestras ocurre en un río o corriente en el que su composición varía de acuerdo con el ancho y la profundidad.

7.3 CLASES DE MUESTREO

Sin hacer mención a la parte económica las diferencias fundamentales entre un muestreo manual y uno automático se explican a continuación:

7.3.1 Muestreo manual

El muestreo manual es recomendable cuando se tienen sitios de difícil acceso. Estos sitios sólo se identifican después de que se ha hecho un recorrido de campo haciendo el reconocimiento de los puntos de descarga, las secciones o sitios donde hay cambios importantes en la geometría de la corriente.

El muestreo manual tiene como ventaja el permitir a la persona que reco-lecta la muestra tomar nota de cualquier característica especial de la muestra o corregir inmediatamente fallas que se puedan presentar. Es así como en un muestreo manual se facilita la apreciación de sustancias flotantes, cambios de color y olores, etc.

7.3.2 Muestreo automático

Cuando se toman muestras compuestas que requieren varias horas para su for-mación, o se tienen puntos de muestreo con un acceso muy difícil, un muestreo automático es aconsejable.

El uso de muestreadores automáticos tiene como ventaja el ahorro de mano de obra, son más precisos, aunque requieren de revisiones continuas para prevenir atascamientos y otras fallas.

Actualmente, los muestreadores automáticos están asociados a estaciones de telemetría. Este tipo de estaciones están dotadas de sensores debidamente calibrados que son capaces de detectar cuándo un parámetro sobrepasa cierto límite. En ese momento una alarma se dispara y el muestreador automáticamente toma la muestra.

7.4 FRECUENCIA DE MUESTREO

Es evidente que la frecuencia en la realización de un muestreo (diario, mensual, semestral, etc.,) es función del objetivo, la precisión deseada y los costos. En adición a estos factores, el muestreo depende de la variabilidad (varianza) del parámetro por muestrear. Por ejemplo, hay muestreos diarios para el control


▪ 222

de los procesos en una planta de tratamiento de agua potable o residual (cloro residual, turbiedad, sólidos suspendidos, etc.); hay muestreos en épocas de caudales altos o bajos, etc.

En la práctica, los muestreos de calidad del agua no son al azar sino que son muestreos sistemáticos. Los muestreos sistemáticos se programan facilitando la recolección de la muestras y tomando en cuenta el objetivo del muestreo. Puede considerarse que los siguientes son casos de muestreos sistemáticos:

• Por ley en Colombia las industrias deben caracterizar sus aguas residuales dos veces al año. La persona encargada del muestreo simplemente programa la fecha a conveniencia de la industria.

• En los estudios de impacto ambiental se programa el monitoreo de segui-miento a una determinada etapa del proyecto. Si la frecuencia establecida es mensual, lo más común que se hace es empezar cualquier día seleccionado al azar (para pruebas de DBO5 hay laboratorios que solo reciben muestras los jueves y viernes) y de ahí en adelante continuar en forma sistemática tomando las muestreas el mismo día cada mes.

La tabla 7.1 presenta una ayuda que permite determinar la frecuencia de muestreo dependiendo del parámetro que se vaya a analizar

Tabla 7.1 Frecuencias sugeridas para la recolección de muestras compuestas

Parámetro Alta variabilidad (horas) Baja variabilidad (horas)

DBO 1 - 4 1 - 12

DQO, COT 2 8

SS 8 24

Alcalinidad - Acidez 1 8

N - P 24 24

Metales pesados 4 24

pH continua 4


Ajustes a las frecuencias de muestreo pueden ser hechos después de conocer las variaciones diarias, semanales y mensuales del agua por muestrear y, por consiguiente, de las corrientes receptoras.

7.5 IDENTIFICACIÓN DE LAS MUESTRAS

Toda muestra que se tome debe ser identificada inmediatamente, mínimo, con los siguientes datos:


▪ 223

• Localización donde se efectúa el muestreo.

• Sitio exacto de recolección de la muestra.

• Origen de la muestra (agua residual industrial, alcantarillado, etc.).

• Fecha y hora.

• Tipo de muestra (simple, compuesta).

• Datos medidos en el sitio (pH, conductividad, OD).

• Observaciones (apariencia, olor, color, etc.).

• Nombre de la persona que toma la muestra.

A menudo se acostumbra rotular las muestras colocando etiquetas como la que se muestra en la Figura 7.1.

Sitio de muestreo:

Número de la muestra:

Fecha: Hora:

Responsable:

Observaciones:

Figura 7.1 Muestra de etiquetas para identificar muestras de aguaFuente: elaboración propia.

No se recomienda utilizar “stickers” pegados sobre los recipientes (baldes, botellas, etc.) debido a que son difíciles de desprender y se pueden presentar confusiones. Lo más común es colocar las etiquetas en el cuello de los recipientes para después removerlas fácilmente.

7.6 MANEJO DE LAS MUESTRAS

Para la obtención de muestras representativas se recomiendan las siguientes reglas generales:

• Las muestras deben tomarse en sitios bien mezclados. Deberán evitarse los vertederos pues estos favorecen la sedimentación de sólidos aguas arriba y la acumulación de aceites aguas abajo.

• Las muestras deben tomarse en la mitad del río, canal o alcantarillado, o en el sitio donde se considere que hay poca sedimentación de sólidos y alta velocidad.

• El volumen de la muestra que se tome debe ser suficiente para realizar todos los análisis programados más una cantidad adicional para repetir análisis dudosos o adicionales.


▪ 224

• La práctica de crear algo de turbulencia en el sitio de muestreo debe ha-cerse con cuidado pues esto ocasiona la resuspensión de los sólidos que se encuentren depositados en el fondo.

• Cuando se tienen varias porciones de muestra que deben ser mezclados al final de una jornada, es aconsejable mezclar todas las porciones de muestra, agitar, obtener la muestra integrada y luego tomar la cantidad a ser llevada al laboratorio para el análisis posterior.

• El almacenamiento de las muestras debe garantizar que no se va a producir ninguna alteración en la calidad del agua. La refrigeración es la práctica más aconsejable; sin embargo, si se considera que el almacenamiento no es adecuado para un análisis específico, se recomienda tomar una muestra separada para este compuesto, la cual recibirá un tratamiento especial.

• Los recipientes en los cuales se toman las muestras deben estar limpios. Nunca deberá tomarse una muestra con bajo contenido de contaminantes en recipientes que tengan residuos de desechos altamente concentrados.

• Hay que ser previsivo en cuanto al número de recipientes necesarios, etiquetas para la identificación de muestras, reactivos y accesorios para las mediciones directas en el sitio (ejemplo, pipetas, frascos, termómetros, reactivos para la fijación de oxígeno disuelto, guantes, sogas, etc.).

7.7 PRESERVACIÓN DE LAS MUESTRAS

El objetivo primordial de preservar una muestra es evitar que se presenten cambios fisicoquímicos o biológicos antes de que se realicen los análisis. Los cambios que pueden ocurrir son:

• No permitir que entre aire a la muestra cuando se van a realizar análisis de OD, CO2, H2S, Cloro libre, NH3 y otros gases.

• La temperatura, la conductividad y el pH deben ser determinados en el sitio.

• Los métodos de preservación generales y los máximos períodos de retención de una muestra, antes de ser analizada se deben consultar en los métodos estándar o en la literatura especializada en el tema.

7.8 EQUIPOS DE MUESTREO

7.8.1 Muestreadores manuales

Entre los muestreadores manuales de uso común se pueden citar los siguientes:

• Botellas plásticas de 1 - 2 litros con boca ancha (5 cm).

• Baldes provistos de una soga. Este arreglo se aconseja cuando el sitio es de difícil acceso.

• Cucharas o cucharones que tengan mango largo


▪ 225

• Recipientes con su respectivo lastre. Este arreglo es necesario cuando se hace un muestreo en un sitio de difícil acceso y no es posible sumergir el recipiente en la corriente. El muestreador Winkler es un ejemplo de este tipo de equipos.

• Bombas manuales.

7.8.2 Muestreadores automáticos

La gran mayoría de los muestreadores automáticos tienen como finalidad la obtención de muestras compuestas. Estos equipos son muy variados, y comer-cialmente se pueden obtener para propósitos específicos. Cuando se selecciona uno de estos equipos hay que ser cuidadosos con su capacidad y material. Es preferible tener equipos resistentes a la corrosión.

7.8.2.1 Muestreador no proporcional

Cuando no se presentan muchas variaciones en el flujo del agua, un muestrea-dor similar al de la figura 7.2 puede ser construido fácilmente. En la figura 7.2 cuando el agua contenida en el recipiente R1 es drenada por la manguera M1, se crea un vacío en el tanque R1 lo cual hace que el agua del canal de donde se toma la muestra fluya al recipiente R2 a través de la manguera M3.

Mangueras

M3

R2 Flujo de agua residual

R1

A

M1

M2

Agua

B

C

Llave

Muestra de agua residual

Figura 7.2 Muestreador no proporcional (Reproducida de la referencia 4)Fuente: elaboración propia.


▪ 226

La tasa de muestreo está regulada por la cantidad de agua que se drena del recipiente R1, la cual es graduada por medio de la llave colocada en el extremo de la manguera M1.

7.8.2.2 Muestreadores para aguas residuales

Actualmente existe en el comercio una gran variedad de muestreadores para recoger muestras de aguas residuales. Los equipos de muestreo se deben selec-cionar de acuerdo con el objetivo del muestreo que se realice. Se recomienda al lector que consulte en Internet y en los catálogos de los fabricantes las ofertas para que escoja el equipo que más se acomode a sus necesidades. Sin embargo, a continuación se hacen algunos comentarios sobre los equipos más comunes que se usan en el muestreo de aguas:

a) Equipo para tomar muestras integradas y compuestas.

Estos equipos permiten tomar muestras de aguas residuales de forma continua y proporcional al caudal o al tiempo y vienen fijos o portátiles. Las características de su uso e instalación dependen de las especificaciones de los fabricantes. En la foto de la figura 7.3 se muestra un ejemplo de estos equipos.

Figura 7.3 Equipo para tomar muestras integradas y compuestas

Fuente: http://www.watersam.com

Entre las características más importantes que presentan estos equipos están:

• Ideal para aguas residuales industriales, en plantas de tratamiento de aguas residuales o en el ambiente en general.


▪ 227

• Simple de operar, no requiere ningún tipo de programación.

• Liviano y fácil de cargar.

• Resistente a las condiciones adversas del ambiente.

• La bomba peristáltica incorporada evita que se contamine la muestra.

• Funciona con pilas o se puede conectar a corriente AC.

• Tiene la opción de refrigerar la muestra.

Tanto los equipos portátiles como los fijos vienen fabricados en diferentes tamaños y en diversos materiales.

b) Equipo para tomar varias muestras a la vez

La figura 7.4 presenta una foto de los equipos usados para tomar varias muestras a la vez. Este equipo en particular permite tomar hasta ocho muestras de un litro. Se puede usar para tomar muestras de aguas residuales o para tomar muestras en lagos, embalses o ríos. Se debe utilizar cuando se van a analizar parámetros para los cuales no se permite que se mezclen las muestras. Es necesario consultar las características propias del equipo en los catálogos que proveen los fabricantes.

Nuevamente, se hace hincapié al lector en que revise y consulte, debido a los adelantos rápidos en el mercado, en la literatura especializada el tema sobre los equipos de muestreo que más le conviene para el estudio que esté realizando.

Figura 7.4 Equipo para tomar varias muestras a la vezFuente: http://www.watersam.com


▪ 228

7.8.3 Muestreadores para biota

Los muestreadores para biota permiten el crecimiento de los microorganismos característicos de una corriente de agua en un medio artificial. Este tipo de muestreadores se utilizan cuando se van a determinar las características de la biota en un cuerpo de agua y por ende utilizar un indicador biológico para determinar la calidad del agua. Entre los muestreadores más comunes para esta tarea están las canastas de piedras (Figura 7.5).

Figura 7.5 Muestreador de canastaFuente: elaboración propia.

Las muestras para microorganismos se toman manualmente. En estos casos, se utiliza una malla 30 y la muestra se toma sobre las rocas, plantas o troncos que existan en la corriente.

Los criterios a seguir son los siguientes:

• Tomar las muestras mínimo durante 30 minutos máximo 1 hora y al menos en 5 puntos de la sección transversal.

• Cuando ya no se encuentren nuevas especies de microorganismos se puede pasar a la siguiente estación. Si después de 10 minutos sólo se encuentra una especie, también se puede pasar a la siguiente estación.

7.8.4 Sensores

Actualmente se está empleando en ríos y embalses el monitoreo continuo de parámetros de calidad del agua. Para tal efecto las casas comerciales ofrecen sensores que permiten medir en el sitio, en tiempo real, parámetros como oxígeno disuelto, conductividad, pH y temperatura. Adicionalmente, estos equipos permiten medir el nivel del agua. Los equipos de este tipo los utilizan básicamente las autoridades ambientales para controlar la calidad del agua en los recursos hídricos.

Los equipos con sensores generalmente se instalan en conjunto o en los sitios donde hay estaciones de telemetría. Esto con el objeto de que las lecturas se realicen en el centro de control respectivo.


▪ 229

7.9 UBICACIÓN DE LAS ESTACIONES DE MUESTREO

No existe ningún método científico ni teórico para determinar los sitios donde se deben tomar las muestras. Lo primero que debe tener en mente el investigador responsable de la selección de los sitios de muestreo es que las muestras deben ser representativas del agua que se va recolectar. La ubicación de una estación de muestreo depende de varios aspectos entre ellos la facilidad de acceso, el tipo de cuerpo de agua (corriente, alcantarillado, lago, mar), el presupuesto y principalmente los objetivos del programa de muestreo (evaluación de una determinada descarga, muestreo rutinario, programa de seguimiento y control, etc.).

La experiencia y ciertos consejos o guías prácticas es a lo que se hace referencia para determinar la ubicación del sitio de muestreo. A continuación se dan varias de estas guías, las cuales el lector no deberá tomar como reglas sino como recomendaciones.

7.9.1 Toma de muestras en alcantarillados

Cuando se van a tomar muestras de aguas residuales en un alcantarillado lo más práctico es ubicar las estaciones en las cámaras o “manholes” o en los aliviaderos.

7.9.2 Toma de muestras en corrientes o canales

Las estaciones de muestreo deberán localizarse preferiblemente donde existan estaciones limnigráficas. Estos sitios por lo general tienen la ventaja de que son de fácil acceso, se puede medir el caudal y tienen secciones estables que hacen que la muestra sea representativa. Si se va a caracterizar una descarga, deben realizarse muestreos antes y después del punto de vertimiento. Para el muestreo aguas abajo de la descarga, la muestra se toma después de la longitud de mezcla (ver numeral 10.5 en el capítulo 10). Si la corriente es muy ancha, puede existir gran variabilidad, lo cual hace necesario tomar varias muestras en la sección transversal o tomar una muestra integrada.

El muestreo desde las riberas del río no es recomendable a no ser que no haya otra alternativa; en general, las muestras se deben tomar en tramos rectos preferiblemente en los puentes. Debe haber al menos una estación de muestreo localizada en las siguientes zonas:

• Zona de descomposición activa.

• Punto de mínimo oxígeno disuelto.

• Cambios bruscos en las características hidráulicas o geométricas de la corriente. Por ejemplo, después de la entrada de un tributario, un cambio de sección, etc.


▪ 230

Con respecto a la profundidad a la cual es toma el agua, es aconsejable seguir los mismos criterios que se emplean en hidrología para medir la velocidad del agua, es decir, a 0,2H y a 0,8H del fondo. Si no se tiene sino presupuesto para una sola muestra, esta se debe toma a 0,6H. Cuando el río es ancho, profundo o no muy uniforme, las muestras se deben tomar como lo indica la figura 7.6.

0,6H 0,6H 0,s6H

H

1/3 W

1/2 W

W

Figura 7.6 Localización de los puntos de muestreo en una sección transversal de una corriente o un canal


7.9.3 Toma de muestras en lagos o embalses

Para localizar las estaciones de muestreo es necesario revisar el objetivo del monitoreo y el presupuesto con que se cuenta. Por ejemplo, si se desea carac-terizar el agua a captar el muestreo se debe realizar en la zona de captación (generalmente zona de presa); si se quiere evaluar la calidad del agua en una zona para recreación, se tomarán en las orillas del sitio destinado para dicha actividad.

Cuando el muestreo es de carácter rutinario, la figura 7.7 es una buena guía para localizar las estaciones de muestreo sobre la superficie del agua.

En cuanto a la toma de muestras con la profundidad, estas se deben tomar como mínimo a 30 a 50 cm de la superficie, a profundidad media y de fondo (30 a 50 cm por encima de nivel del fondo del embalse) o de acuerdo con el objetivo del muestreo. En general, la toma de muestras con la profundidad se recolecta empleando la botella de Kemmerer o el muestreador Winkler. La forma como se utiliza este tipo de muestreador debe consultarse en el manual del fabricante.

7.10 MEDICIÓN DE CAUDALES

En este capítulo no se cubre este tema porque se escapa del alcance de este libro. Desde el punto de vista de calidad del agua es muy importante que


▪ 231

cuando se hagan caracterizaciones de efluentes de aguas residuales o estudios de modelación de calidad del agua se incluyan los aforos. Las mediciones de caudal son importantes porque con base en los caudales se calculan las cargas contaminantes.

Puntos de muestreo en el lago

Afluente Tributario

Tributario

Curvas de nivel en el lago

Sitio de muestreo

Figura 7.7 Toma de muestras en un embalse o un lagoFuente: elaboración propia.

7.11 DISEÑO DE PROGRAMAS DE MUESTREO DE CALIDAD DEL AGUA

7.11.1 Generalidades

Un programa de monitoreo o muestreo es un trabajo que requiere de un cui-dadoso planeamiento y diseño. Las muestras se deben tomar siempre con los objetivos en mente, ya sea que el muestreo vaya a servir de línea base de un proyecto, sea un muestreo rutinario, etc. En general, el objetivo puede esta-blecerse como estimar las características de interés a un determinado nivel de precisión al mínimo costo.

La recolección de los datos provee una información limitada, es decir, es una muestra de una población. La muestra está diseñada para obtener los mejores estimadores de los valores poblacionales de los parámetros. Por ejemplo, si el parámetro es la concentración de P en un embalse, este tendrá sus valores poblacionales para la media (µ) y la desviación estándar (σ). Un programa de muestreo dará un estimado de la media (x) y la desviación estándar muestral (s).


▪ 232

El diseño de un programa de muestreo establecido bajo las condiciones expuestas en este capítulo tiene básicamente dos ventajas en la evaluación de la calidad del agua.

i) La muestra puede llegar a ser más eficiente. Las muestras deben ser re-colectadas de tal manera que la incertidumbre sea mínima a unos costos razonables.

ii) El diseño del programa de muestreo estimula el logro del objetivo propuesto.

Con respecto a la frecuencia y número de muestras, lo relacionado con el primer tema se discutió en el numeral 7.4 y con el segundo se hace a continuación:

7.11.2 Número de muestras

El número de muestras se puede obtener aprovechando la ecuación para cal-cular los límites de confianza la cual relaciona la precisión y la variabilidad del parámetro.

µ − =−x t s

n* (7.2)

Si se redefine (µ – x ) como la precisión d (valor real – valor observado), y la variabilidad se expresa por s (la desviación estándar), el número de muestras estará determinado por:

n t sd

=2 2

2

* (7.3)

Los términos de la ecuación 7.3 fueron definidos anteriormente. Es importante anotar que para aplicar la ecuación (7.3) deben existir datos históricos. Si no los hay, lo aconsejable es realizar un ensayo piloto mediante el cual se puedan obtener los datos anteriores. Si se desea complementar sobre el tema de diseños de muestreo de calidad del agua, el lector puede consultar las referencias del capítulo o la amplia bibliografía que hay disponible en Internet.

El método propuesto para calcular el número de muestras utilizando la ecuación 7.3 es iterativo dado que el valor de t depende del número de grados de libertad. Para aclarar lo anterior se presenta el ejercicio 7.1.


▪ 233

Ejercicio 7.1 Cálculo del número de muestras por recolectar en un programa de muestreo

• Se desea estimar con los datos de la tabla 6.1 para el embalse A, el número de muestras necesarias para asegurar, con un 90% de confiabilidad, que la media anual no difiere por más de 7 µg/L de la verdadera media. La infor-mación disponible es la siguiente:

Promedio (x) 35,2 µg/L

Desviación estándar (s) 13,5 µg/L

Solución:

Suponiendo una distribución normal e inicialmente un valor de 20 muestras, de cualquier tabla de distribución normal para 19 grados de libertad se tiene una constante t-student de 1,73, por lo que n resulta:

n t sd

= =

2 2

2

21 73 13 5

7* , * ,

n ≅ 12 muestras

Para una nueva iteración con 24 grados de libertad, el t-student es 1,71 y el nuevo valor de n es de 11. Repitiendo el cálculo para cualquier valor de grados de libertad mayor el resultado ya no varía; por lo tanto, se requieren, al menos, 11 muestras/año, en el sitio donde se tomaron las de la tabla 6.1, para garantizar que la media de P obtenida no difiera por más de 7 µg/l.

–v–


7.1 Se tienen 6 datos de concentraciones de sólidos suspendidos totales cuya media es de 240 mg/L y una desviación estándar de 20 mg/L. Suponiendo una distribución normal, se desea estimar el número de muestras necesarias para asegurar, con un a) 90% y b) 95% de confiabilidad, que la media anual no difiere por más de 10 mg/L de la verdadera media.

Respuesta:

a) n = 13 (al menos);

b) n = 17 (al menos)


▪ 234


[1] CHAO LINCOLN L. “Estadística para las ciencias administrativas” , McGraw-Hill, USA, 1974.

[2] CHAPRA, Steven, RECKHOW Kenneth. ” Engineering approches for lake manage-ment” volume 1 & 2. Ann Arbor Science. USA, 1983.

[3] http://www.watermonitoringequip.com.


[5] Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20 th edition. Americam Public Health Association, 1998.


CAPÍTULO Comportamiento de las sustancias contaminantes en el medio acuático

8

8.1 REACCIONES

8.1.1 Fundamentos de las reacciones

8.1.2 Análisis de los datos sobre constantes de reacción

8.1.3 Efectos de la temperatura

8.2 BALANCE DE MASA

8.3 CLASIFICACIÓN DE LOS REACTORES

8 3.1 Reactores por lotes, cochadas o “batch”8.3.2 Reactores completamente mezclados

8.3.3 Reactores flujo pistón

8.3.4 Reactores completamente mezclados en serie

8.4 MOVIMIENTO DE CONTAMINANTES EN EL MEDIO ACUÁTICO

8.4.1 Advección

8.4.2 Difusión - Dispersión

8.4.3 Reacciones

8.4.4 Sumideros

8.5 ECUACIÓN GENERAL DE BALANCE DE MASA

8.6 BALANCE DE OXÍGENO

8.6.1 Componentes principales del análisis de OD

8.6.2 Inventario de aportantes y consumidores de OD

8.6.3 Componentes consumidores de oxígeno disuelto

8.6.4 Componentes aportantes de oxígeno

8.6.5 Fuentes puntuales o fuentes distribuidas de contaminación (sumideros)

8.7 BALANCE FINAL DE OXÍGENO


▪ 237

CAPÍTULO 8

Comportamiento de las sustancias contaminantes en el medio acuático

8.1 REACCIONES

Es entendible que cuando una sustancia química ingresa a un cuerpo de agua varias cosas pueden suceder. La sustancia puede ser transportada de un sitio a otro, por ejemplo, la corriente (fuerza del agua) la puede trasladar y/o disper-sar. Asimismo, el contaminante puede abandonar el sistema debido a que se volatilice, sedimente o salga con la masa de agua que lo contiene. Todos estos fenómenos afectan los contaminantes sin alterar su composición química. Otro tipo de cambio que puede sufrir el contaminante es que reaccione química o bioquímicamente transformándose en otro compuesto. En este capítulo se discuten tales reacciones.

8.1.1 Fundamentos de las reacciones

Antes de discutir cómo se pueden cuantificar las reacciones, es necesario recordar ciertas definiciones y nomenclaturas.

8.1.1.1 Tipo de reacciones

En general las reacciones que ocurren en el agua se pueden clasificar como heterogéneas y homogéneas.

Reacciones heterogéneas son aquellas que se llevan a cabo en una sola etapa y la reacción ocurre usualmente en la superficie de los compuestos reactantes. La eliminación de olores utilizando carbón activado es un ejemplo de este tipo de reacciones; las sustancias que producen los olores penetran entre los intersticios y quedan pegadas en la superficie de las partículas de carbón.

Una reacción homogénea es aquella que envuelve una sola etapa (líquido, gas o sólido). La mayoría de reacciones que ocurren en el agua son de este tipo,


▪ 238

por lo tanto, en este libro solamente se referirá a reacciones homogéneas que se llevan a cabo en medios acuáticos.

Una reacción reversible es la que sucede en cualquier dirección, dependiendo de la concentración en que se encuentren los reactantes y los productos. La ecuación 8.1 muestra un ejemplo de este tipo de reacciones.

aA + bB ⇔cC + dD (8.1)

Donde las letras en minúscula representan los coeficientes estequimétricos y las mayúsculas representan las sustancias participantes en la reacción.

Aunque las reacciones reversibles son importantes en la calidad del agua, se le ha dado mayor énfasis a las reacciones irreversibles. Este tipo de reacciones se llevan a cabo en una sola dirección y ocurren hasta que los reactantes se agotan. En estos casos, lo más importante es determinar la tasa (velocidad) a la cual se desaparece una o las sustancias que participan en ella reacción.

Un ejemplo de una reacción irreversible es la descomposición de la materia orgánica, la cual se puede representar por la siguiente ecuación:

C6H12O6 + 6O2 ⇒ 6O2 + 6H2O (8.2)

En la anterior ecuación C6H12O6 es glucosa, la cual es una representación simple de la materia orgánica. Cuando un alcantarillado es descargado en un cuerpo de agua, se presenta una reacción de este tipo. La materia orgánica en el desecho es oxidada por las bacterias para formar dióxido de carbono y agua.

8.1.1.2 Cinética de las reacciones

La cinética o tasa de reacción de las reacciones irreversibles se puede determinar estableciendo el principio que sostiene que la tasa es proporcional a la concentra-ción de los reactantes. Esta tasa se puede representar por la siguiente ecuación:

dCdt

k C CAA B= − …* ( , , ) (8.3)

La anterior ecuación establece que la tasa de reacción es función de una constante k (variable con la temperatura) y de la concentración de los reactantes (A, B,...). El signo menos significa que los reactantes están desapareciendo, es decir, su concentración está disminuyendo.

La relación funcional entre la tasa de reacción y la concentración de los reactantes se determina casi siempre experimentalmente. La forma general de la relación es:

dCdt

kC CAA B= − ∝ β (8.4)

COmPOrTAmienTO de LAs sUsTAnCiAs COnTAminAnTes en eL mediO ACUáTiCO

▪ 239

Los exponentes a los cuales están elevadas las concentraciones determinan lo que se conoce con el nombre de orden de la reacción. En la ecuación (8.4), la reacción es de orden α con respecto a la sustancia A y β con respecto a la sustancia B; por lo tanto, el orden de la reacción es:

n = a+β (8.5)

Es importante anotar que el orden n no necesariamente tiene que ser entero. Sin embargo, en la mayoría de las reacciones importantes en el agua el orden es un entero.

Las reacciones que con mayor frecuencia ocurren en el agua son de la forma:

dCdt

kCn= − (8.6)

Donde, n es orden de la reacción y C es la concentración de un reactante.

8.1.1.3 Reacciones de orden cero, primer y segundo orden

En las aguas naturales, se presentan comúnmente ecuaciones de orden cero, uno o dos (n = 0, 1 y 2).

Las ecuaciones de orden cero (n = 0), la ecuación (8.6) se transforma en:

dCdt

k= − (8.7)

Integrando para C = Co en t = 0, la ecuación anterior se convierte en:

C = Co – k * t (8.8)

Si se grafica la ecuación anterior, la pendiente de la recta corresponde al valor de k, tal como se aprecia en la figura 8.1.

Co

C

0

k

tFigura 8.1 k en reacciones de orden cero



▪ 240

En las reacciones de orden cero, k tiene unidades de M L–3 T –1.

Para las reacciones de primer orden, la ecuación (8.6) toma la siguiente forma:

dCdt

k= − (8.9)

Donde, k tiene unidades de T –1. Si se hace la integral con C = C0 en t = 0, la ecuación anterior se convierte en:

ln C - ln C0 = – k * t (8.10)

Tomando exponenciales a ambos lados

C = C0 * e–k*t (8.11)

La figura 8.2 muestra como en estos casos la curva de concentración asin-tóticamente se aproxima a cero.

C

C

C

C0

tFigura 8.2 k en reacciones de primer orden


Es importante que el lector tome nota de que en la ecuación (8.11) la constante k está expresada en base e. Si se desea expresar dicha constante en base 10, se deberá hacer la respectiva conversión.

Hasta este punto se podrá haber observado que las unidades de la tasa de reacción dependen del orden de la reacción. Para las reacciones de orden cero, la tasa es fácil de interpretar. Si en una reacción de orden cero k = 0,2 mg/L/d, simplemente significa que la sustancia se desaparece a una velocidad de 0,2 mg/L todos los días.

Si por el contrario, se tiene una tasa de 0,1 años-1 en una reacción de primer orden, el significado de la tasa no es tan fácil de interpretar. ¿Cómo se inter-pretaría entonces? Una manera de saberlo es utilizando la serie de Maclaurin:


▪ 241

e x x xx− = − + − + …12 3

2 3

! ! (8.12)

Si se supone que los términos fraccionarios se pueden despreciar, es decir, se trunca la serie por los términos de primer orden, la ecuación se convierte en:

e-x ≅ 1 – x (8.13)

Observando la figura 8.3, se puede apreciar que la aproximación hecha al truncar por los términos de primer orden es válida para valores bajos de x. Cuando x = 0,5 la discrepancia es menor del 20% mientras que para valores más altos la diferencia aumenta.

Con base en lo anterior, se puede afirmar que cuando la tasa de reacción en una reacción de primer orden es menor de 0,5, se puede interpretar como la fracción del contaminante que se pierde en la unidad de tiempo. Por ejemplo, si la tasa de reacción es igual a 0,1 años–1 significa que el 10% de la concentración se ha desaparecido en un año.

Si el valor de la tasa es mayor de 0,5, se debe hacer un cambio en las unidades para poder interpretarla. Una tasa de reacción de 6 d–1 (mayor de 0,5) no implica que se pierda el 600% del contaminante en un día. Si se cambian las unidades a horas se podrá interpretar que 6 d–1 es equivalente a una tasa de 0,25 h–1 (6/24) que significa que el 25% del contaminante se pierde por hora.

0

1

10,55

1–x

2

e - x

x

Figura 8.3 Significado de la tasa de reacción k (Reproducida de la referencia 1)Fuente: elaboración propia.

La ecuación (8.6) para las reacciones de segundo orden corresponde a la siguiente ecuación.

dCdt

kC= − 2 (8.14)


▪ 242

Donde, k tiene unidades de L3 M-1 T -1.

Integrando para C = Co en t = 0, la ecuación anterior se convierte en:

1 1C C

k to

= + * (8.15)

Por lo tanto, si la reacción es de segundo orden, un gráfico de 1/C contra t resultará en una línea recta.

Finalmente, se puede seguir un procedimiento similar y encontrar para órde-nes mayores y con valores de n positivos diferentes de 1, la siguiente expresión:

C Cn KC

o

on n

=

+ −

− −

1

1 1 11

1( ) ( ) (8.16)

8.1.2 Análisis de los datos sobre constantes de reacción

Existen varios métodos para evaluar la constante k y el orden n de una reacción química a partir de datos experimentales. A continuación se describe uno de ellos.

El método integral consiste en suponer el orden de la reacción y luego inte-grando la ecuación (8.6) para obtener una ecuación para C(t). Posteriormente, se emplea un método gráfico para observar la curva que mejor se ajusta a los datos.

Para las reacciones de orden cero, se grafica únicamente C contra t y el resultado debe ser una línea recta, ecuación (8.8).

En las reacciones de primer orden, la ecuación (8.11) sugiere utilizar escala semilogarítmica para obtener una recta. En la tabla 8.1 se presenta un resumen de las estrategias para utilizar en este método.

Tabla 8.1 Estrategias para determinar k y el orden n de las reacciones1

Orden UnidadesDependiente Independiente

Intercepto Pendiente(y) (x)

Cero (n = 0) M (L3 T)-1 C t Co - k

Primer (n = 1) T -1 ln C t ln Co -k

Segundo (n=2) L3(MT)-1 1/C t 1/Co k

General (n ≠ 1) (L3M-1)n-1T -1 C1-n t Co1-n (n-1) k

1 CHAPRA STEVEN. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Engineering/Math, 1997


▪ 243

Ejercicio 8.1 Cálculo de la constante reacción k y el orden de la reacción n2

• Para estudiar la fotodegradación de una muestra de agua con respecto a la salinidad, se disuelve una pequeña cantidad de bromo en el agua, se coloca en un frasco de vidrio claro y limpio y se expone a la luz solar. Los datos siguientes fueron los resultados obtenidos.

t (días) 10 20 30 40 50 60

C (ppm) 3,52 2,48 1,75 1,23 0,87 0,61

Emplear el método integral para determinar el orden de la reacción n y el valor de k.Solución:

Utilizando los criterios de la tabla 8.1, se grafican los datos y se presentan en la figura E8.1. De esta figura se puede concluir que el mejor modelo que se ajusta a los datos es el de la figura (b) dado que presenta el mayor R2. Por lo tanto, la reacción será de orden 1 y la ecuación es la siguiente:

C = 4,999 * e-0,035 * t con R2 igual a 1.

De la ecuación anterior se deduce que el valor de k es 0,035 d -1.

Figura E8.1 Curvas para calcular el orden n y la tasa de reacción kFuente: elaboración propia.

2 Problema propuesto 2.3 de la referencia 1.

y = 0,026x – 0,115R2 = 0,940

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

00 5 10 15

tiempo (d)

1/C

10

1

0,10 50

tiempo (d)

y = 4,999e–0,035x

R2 = 1,000

C (

ppm

)

0 50tiempo (d)

y = –0,056x + 3,733 R2 = 0,941

C (

ppm

)


▪ 244

8.1.3 Efectos de la temperatura

Las constantes de reacción de las reacciones químicas, físicas y biológicas que ocurren en las aguas naturales se incrementan con aumentos de temperatura.

La dependencia de las constantes de reacción de la temperatura se cuantifica utilizando la ecuación de Arrhenius.

k T Aea

ER Ta( ) =

−* (8.17)

Donde:

A: Factor de frecuencia

E: Energía de activación (J mol-1)

R: Constante de los gases (8,31 J mol-1 K-1)

Ta: Temperatura absoluta (K)

La ecuación (8.17) se usa frecuentemente para comparar las tasas de reacción a dos temperaturas diferentes. Para realizar esta comparación, se toma la razón entre las dos temperaturas:

k T

k Tea

a

E T TR T T

a a

a a2

1

2 1

2 1( )( )

=

−*( )* * (8.18)

La ecuación (8.18) se puede simplificar teniendo en cuenta que:

• La temperatura en la mayoría de los cuerpos de agua varía en un rango relativamente corto (273 a 313 oK). Este hecho hace que el producto Ta2 por Ta1 se mantenga relativamente constante.

• La diferencia de temperatura (Ta2 – Ta1) es la misma en escala Celsius o Kelvin.

Por lo tanto, el siguiente término se puede definir como constante:

θ = eE

R T Ta a* *2 1 (8.19)

La ecuación (8.18) se puede volver a escribir como:

k Tk T

T T( )

( )( * )2

1

2 1= θ (8.20)

En donde la temperatura está expresada en grados centígrados.

En la calidad el agua se acostumbra a tomar como temperatura de referencia 20 oC, por lo tanto, la ecuación (8.20) se convierte en:


▪ 245

k T k T( ) = −20

20θ( ) (8.21)

La ecuación anterior es la que se usa generalmente para corregir las cons-tantes por el efecto de la temperatura.

8.2 BALANCE DE MASA

El método más útil para describir, estudiar y analizar los cambios que ocurren cuando una sustancia química (contaminante) ingresa o se vierte en un medio acuático es realizar un balance de masa.

Antes de estudiar el significado de un balance de masa, es necesario definir el término “reactor” . Se entiende por reactor a la unidad o dispositivo donde se lleva a cabo una reacción química. En el caso del agua son ejemplos de reactores: los tanques de sedimentación o floculación en una planta de agua potable, el tanque de aireación en una planta de tratamiento de agua residuales, etc.

La figura 8.4 presenta un esquema en el cual se puede apreciar los diferentes componentes de un reactor. Con base en la figura 8.4 los pasos para realizar un balance de masa son: primero, se debe establecer el límite de frontera (límites del sistema), y luego se identifican los flujos de masa que están entrando y los que están saliendo del sistema.

Un balance de masa es la mejor manera de entender, en función del tiempo, lo que está ocurriendo en un proceso de tratamiento del agua y siempre se realiza con base en el principio de la física “La masa ni se crea ni se destruye, se transforma” .

Q, Ci Q, C

∀ , C

Mezclador

Límite del sistema

Figura 8.4 Análisis de balance de masaFuente: elaboración propia.

Para aplicar un balance de masa al sistema mostrado en la figura 8.4 es necesario suponer lo siguiente:

• El caudal de entrada y de salida permanecen constantes.

• Las condiciones en el reactor son isotérmicas.


▪ 246

• El líquido dentro del reactor está completamente mezclado.

• En el reactor está ocurriendo una reacción química en la cual la sustancia C (reactante) está reaccionando.

• La tasa de cambio a la cual la sustancia C está reaccionando está gobernada por una reacción de primer orden.

Teniendo en cuenta la figura 8.4 y los anteriores supuestos, el balance de masa es el siguiente:

1. Términos simplificados acumulación = entrada - salida ± ∑ reacción (generación, utilización)

2. En palabrasTasa de acumula-ción del reactan-te en el sistema

=Tasa de flujo de entrada del reactante

–Tasa de f lujo de salida del reactante

±Tasa de uti l ización (disminución)o de ge-neración (aumento) del reactante

3. Representación matemática, suponiendo que el reactante sigue una reacción de primer orden.

∀∂∂

= − ± ∀ −∑CtQC QC kCi ( ) (8.22)

Donde:

∀: Volumen del reactor (m3)

Q: Caudal de entrada o salida (m3/s)

k: Constante especifica de reacción de primer orden (d-1)

Ci: Concentración del reactante a la entrada, influente (mg/L)

C: Concentración del reactante en el reactor (mg/L)

∂∂

−Ct

: tasa de cambio del reactante en el reactor d (mgL–1 )1

Es aconsejable que antes de hacer cualquier sustitución numérica en la ecuación (8.22) se realice un chequeo a las unidades.

8.3 CLASIFICACIÓN DE LOS REACTORES

Los reactores se pueden clasificar de acuerdo con la forma como operan, en los siguientes tipos:

8.3.1 Reactores por lotes, cochadas o “batch”

Se conoce como reactores por lotes o “batch” en los cuales no hay flujo de entrada ni salida. Además, se dispone de un agitador que garantiza que el


▪ 247

líquido se encuentre completamente mezclado. Un ejemplo práctico de este tipo de reactores es la “licuadora doméstica” . La figura 8.5 presenta el esquema de este tipo de reactores.

Figura 8.5 Reactor por lotesFuente: elaboración propia.

El balance de masa aplicado al reactor de la figura 8.5 y suponiendo que el reactante desaparece utilizando una reacción química de primer orden es el siguiente

∀∂∂

= − ± ∀ −∑CtQC QC kCi ( ) (8.23)

Finalmente, la ecuación para el reactor por lotes se convierte en:

∀∂∂

= − ⇒ = −Ct

k C C C eik t* * * (8.24)

8.3.2 Reactores completamente mezclados

El diagrama típico de los reactores operando completamente mezclados se presentó en la figura 8.4.

Para el análisis que se desarrolla a continuación se supone que la sustancia reactante está transformándose de tal manera que su concentración no aumenta en el reactor sino que decrece, es decir, está siendo utilizada por el sistema. El ejemplo más común de este tipo de situación se presenta en la descomposición de la materia orgánica. En estos casos la ecuación (8.22) toma la siguiente forma:

∀∂∂

= − ± ∀ −∑CtQC QC kCi ( ) (8.25)

Para solucionar la ecuación anterior se presentan dos casos: cuando el flujo es no estable y cuando el sistema está en estado estable.

8.3.2.1 Condiciones de estado no estable

Realizando las respectivas transformaciones la ecuación (8.25) se puede escribir como una ecuación diferencial estándar de primer orden:


▪ 248

dCdt

k Q C Q Ci+ +∀

=∀

* (8.26)

Multiplicando a ambos lados por el factor integrante eβ* t, donde β = (k +Q/ ∀) y resolviendo la ecuación finalmente se obtiene:

C Q C e C ei ti

t=∀

−( ) +− −

ββ β1 * * (8.27)

Cuando t → ∞ la ecuación anterior se transforma en:

C Q C C

kQ

i i=∀

=+

∀

β1

(8.28)

La situación ilustrada anteriormente con la ecuación (8.28) corresponde al caso más simple que se presenta en un ambiente acuático. En la realidad las sustancias químicas contaminantes sufren diferentes tipos de reacciones en el reactor lo que hace que la ecuación (8.22) tenga más términos y no tenga una solución analítica como en el caso anterior. Cuando la ecuación que se forma no tiene solución analítica es necesario utilizar métodos numéricos para solucionarla tales como las diferencias finitas, el método de Euler, etc.

8.3.2.2 Condiciones de estado estable

Se considera que un reactor está en estado estable cuando las condiciones son tales que el caudal (Q) se puede suponer continuo y constante, el volumen no cambia en el tiempo, etc. Bajo esta situación el término dC/dt es igual a cero y la ecuación (8.22) se convierte en:

O Q C Q C k C CC

kQ

ii= − − ∀ ⇒ =

+∀

* * * *1

(8.29)

Nótese la ecuación (8.29) es igual a la ecuación (8.28).

8.3.3 Reactores flujo pistón

A este tipo de reactores se les conoce también con el nombre de reactores de flujo tubular. La figura 8.6 presenta un esquema de este tipo de reactores.

En esta clase de reactores las partículas del fluido pasan a través del tanque y son descargadas de la misma manera como entran y se considera que los cam-bios son más influenciados por la dimensión espacial que temporal. Además, la dispersión lateral es despreciable y tienen una alta relación largo/ancho.


▪ 249

Q

C

Q

Figura 8.6 Reactor flujo pistón. (Reproducido de la referencia 1)Fuente: elaboración propia.

El balance de masa aplicado a la Figura 8.6 es el siguiente:

d dCdt

QC Q C Cxdx d

C Cxdx

ti i

i∀ = − +

∂∂

+ ∀∂ +

∂∂

∂

(

(8.30)

d dCdt

Q Cxdx d

C Cxdx

t

i∀ = −

∂∂

+ ∀∂ +

∂∂

∂

(

Descartando las derivadas de segundo orden se tiene:

dCdt

Q Cd x

dxCti= −

∂∀∂

+∂

∂ (8.31)

En condiciones de estado permanente y sustituyendo A*dx por d∀ y Q por v*A:

dCdt

v Cx

Cti= −

∂∂

+∂

∂ (8.32)

dCdt

C=

∂∂θ

Donde, θ (dx/dv) es el tiempo de residencia hidráulico. Bajo condiciones de estado permanente la ecuación (8.32) es idéntica a la ecuación para reactores por lotes, excepto que el término θ representa una posición en el reactor y no tiempo real.

0


▪ 250

En conclusión, la ecuación diferencial que gobierna el comportamiento de los reactores es muy difícil de integrar y solo tiene solución práctica cuando se suponen condiciones de estado estable. El siguiente ejemplo ilustra el empleo de la ecuación 8.32 en el comportamiento de un reactor flujo pistón.

Ejercicio 8.2 Comparación entre el comportamiento de un reactor flujo pistón y uno completamente mezclado

• Considerando que en un reactor se lleva a cabo una reacción de primer orden, comparar el volumen requerido del reactor si se diseña funcionando completamente mezclado o flujo pistón. La constante de reacción k tiene un valor de 0,5 d-1, el caudal por tratar es de 1 m3/s y se requiere una eficiencia del 80%.

Solución: Con base en lo discutido anteriormente, este problema solo tiene solución

asumiendo condiciones de estado estable en el reactor.

1. Reactor completamente mezclado

El comportamiento de un reactor completamente mezclado funcionando en condiciones de estado estable está descrito por la ecuación 8.29:

Como la eficiencia debe ser del 80%, significa que C/Ci de ser igual 0,2.

C

Ck Qi=

+ ∀⇒ =

+ ∀10 2

86 40086 400 0 5( / )

,.

. ,

∀ = 691.200 m3

2. Reactor flujo pistón

El comportamiento de un reactor flujo pistón funcionando en condiciones de estado estable está descrito por la ecuación 8.32:

dCdt

C kC C d dCkC Q k

lnCC

=∂∂

⇒ − =∂∂

⇒ = − ⇒∀

= −∫ ∫θ θθ

1 2

1

∀ = –86.400 m3/d (1/0,5 d-1) * ln (0,2) = 248.110 m3

Como se puede observar el volumen para el reactor flujo pistón es muy inferior al requerido por un reactor completamente mezclado.

8.3.4 Reactores completamente mezclados en serie

En el tratamiento del agua generalmente se tienen varios reactores trabajando en serie. El análisis del funcionamiento hidráulico de este tipo de reactores es importante desde el punto de vista conceptual y de diseño.


▪ 251

La figura 8.7 presenta la forma como operan los reactores completamente mezclados en serie. En este sistema se supone que todos los reactores son iguales, es decir, tienen el mismo volumen.

Figura 8.7 Reactores completamente mezclados en serie Fuente: elaboración propia.

Suponiendo que se tienen condiciones de estado estable y que las reacciones químicas son de primer orden, el balance de masa aplicado al n reactor es:

∀ = − + ∀ −−

dCdt

QC QC kCnn n n1 ( ) (8.33)

Donde, Cn es la concentración del reactante. Reagrupando términos y rem-plazando θ por ∀/Q se tiene:

011

1= − − ∀ ⇒ =+−

−QC QC k C CCkn n n nn

θ (8.34)

La concentración de C que sale de cualquier reactor en términos de la con-centración afluente es:

CCkni=

+( )1 θ (8.35)

Ahora, recordando que θ es el tiempo de residencia en cada uno de los n reactores, la concentración del reactante en el reactor n, teniendo en cuenta el tiempo total de residencia(nθ), es:

n nkCC

QkCC

i

n

ni

n

θ =

−

⇒ ∀

1

1/

−

1

1/n

(8.36)

Por lo tanto, entre mayor sea el número n de reactores, menor será el volumen total del reactor.

Generalmente en los reactores no es posible obtener comportamientos hidráulicos ideales. En estos casos se acostumbra utilizar los trazadores para describir el comportamiento del reactor. Si se inyecta un trazador tal como una sal o un tinte (sustancias conservativas), el balance de masa en el n reactor será:

∀ = − + ∀

−

dCdt

QC QC dCdt

nn n

n1

(8.37)


▪ 252

Si el trazador se inyecta en el primer reactor de tal manera que la concen-tración va de cero a C instantáneamente, la concentración desde el segundo reactor hasta el n reactor es:

CC

nt en

in

t=−( )

−−

1

1

!/

θθ (8.38)

8.4 MOVIMIENTO DE CONTAMINANTES EN EL MEDIO ACUÁTICO

Analizar el comportamiento de un contaminante o una sustancia química una vez entra en un medio acuático es de primordial importancia en la ingeniería de calidad del agua.

Cuando un contaminante entra en el agua, su concentración se ve afectada por varios fenómenos, entre ellos los más importantes son:

• Advección• Dispersión/difusión (transporte convectivo)• Reacción• Sumideros (cargas contaminantes)

Los investigadores, en el afán de analizar el comportamiento de los contami-nantes, han propuesto varias expresiones empíricas para tratar de explicar los anteriores fenómenos. En este capítulo se presentan y describen cada uno de ellos.

8.4.1 AdvecciónSe entiende por advección al mecanismo mediante el cual una sustancia o contaminante pasa, se mueve o se transporta de un sitio a otro en un cuerpo de agua debido a la fuerza o al impulso del caudal. Es importante anotar que en este tipo de movimiento, la concentración de la sustancia cambia pero no así su composición química.

C+ C

C

C

x

z

x y

Figura 8.8 Cambio en la concentración de una sustancia debido al transporte advectivo



▪ 253

Como se muestra en la figura 8.8, la advección mueve la masa de un sitio a otro en el espacio. Ejemplos de este tipo de movimiento son la salida del agua en un embalse por el vertedero de rebose o el movimiento del agua de un río cuando simplemente corre aguas abajo por efecto de la gravedad.

Para la figura 8.8, son válidas las siguientes definiciones:

∆C : Incremento de concentración en la longitud ∆x.

∆x : Longitud del volumen de control.

C+∆C : Concentración a la salida del volumen de control.

C : Concentración del contaminante a la entrada al volumen de control.

Si se hace un balance de masa alrededor del volumen de control, se tiene:

Acumulación = ∂∂Ctdx dy dz* *

Masa del contaminante a la entrada = C * Q = C * v * dy * dz

Masa del contaminante a la salida = ( )( )C C Q Q+ + =∆ ∆

C C

tdx v v

xdx dy dz+ + *

∂∂

∂∂

Por lo tanto, el término advectivo será la resultante de la masa que entra, menos la que sale. Restando los dos términos anteriores y despreciando los diferenciales de orden mayor, el término advectivo tiene la siguiente forma:

∂∂

= −∂∂

−∂∂

−∂∂

∂∂

Ct

v CxC vx

Cxvxdx (8.39)

El último término al lado derecho de la ecuación 8.39 puede despreciarse y se acepta omitirlo si se compara con los demás (debido a que contiene diferenciales de segundo orden). Cuando se consideran las contribuciones de caudal en las direcciones y y z, la ecuación 8.39 se transforma en:

∂∂

= −∂∂

−∂∂

−∂∂

−∂∂

−∂∂

−∂∂

Ct

v CxC vxu CxC uxw CxC wx

(8.40)

Donde, u y w son los componentes de la velocidad en las direcciones y y z. Una simplificación final puede hacerse introduciendo la ecuación de continui-dad que establece que (∂v/∂t + ∂u/∂t +∂w/∂t =0). La ecuación resultante que muestra el efecto del fenómeno advectivo sobre el cambio en la concentración del contaminante en función del tiempo es:

∂∂

= −∂∂

−∂∂

−∂∂

Ct

v Cxu Cxw Cx

(8.41)


▪ 254

8.4.2 Difusión - Dispersión

Los significados de los términos difusión y dispersión son a menudo confundidos. Ambos son considerados básicamente un mecanismo de transporte convectivo que ocasiona la mezcla de un contaminante o sustancia química en el agua. Se presenta transporte convectivo cuando el cambio de la concentración de un contaminante se genera por la diferencia de gradientes entre dos sitios del cuerpo de agua. Es decir, una sustancia química en el agua tiende a pasar de los sitios de mayor concentración a los sitios de menor concentración y así equilibrar las diferencias.

El fenómeno del transporte convectivo se puede explicar como lo presenta la figura 8.9. Si en el compartimiento 1 se tiene agua a una temperatura t1 igual a 40 oC y en el compartimiento 2 la temperatura t2 es de 5 oC, los compartimientos están divididos por un tabique con un orificio y los niveles de agua están a la misma altura, la temperatura se igualará en los dos compartimientos así no haya paso de agua de un compartimiento a otro.

Compartimiento 1 Compartimiento 2

t1 = 40 oC t2 = 5 oC

Figura 8.9 Cambio en la concentración de un contaminante por transporte convectivo


En los siguientes numerales se discuten por separado los términos difusión y dispersión con el objeto de que el lector entienda la diferencia que existe entre ellos.

8.4.2.1 Difusión

La difusión se refiere al traslado de masa de un lugar a otro debido al movi-miento al azar en el tiempo que tienen las moléculas de agua. La figura 8.10 muestra claramente la diferencia entre los términos advección y difusión. En esta figura mencionada se comprueba el hecho de que la advección transporta la sustancia química de un lugar a otro sin cambiarle su identidad mientras que en la difusión la masa se va diluyendo en el tiempo con un movimiento neto despreciable de su centro de masa. En ambos casos, la sustancia al moverse cambia su concentración pero no su composición química.


▪ 255

Tiempo

(a) Advección (b) Difusión

Espacio

Tiempo

Figura 8.10 Diferencia entre advección y difusión (Reproducida de la referencia 1)Fuente: elaboración propia.

Existen dos tipos de fenómenos difusivos: la difusión molecular, a escala microscópica, debida al movimiento browniano de las moléculas y la otra, la difusión turbulenta, ocasionada por acciones externas que producen mezcla en el agua como por ejemplo el viento.

De acuerdo con lo anterior, la difusión es importante en embalses, lagos, etc., es decir, en cuerpos de agua donde la velocidad del agua sea muy baja o despreciable.

La difusión se determina desarrollando un modelo matemático para la situa-ción mostrada en la figura 8.9. Un balance de masa aplicado al compartimiento 1 da como resultado:

∀ = −11

2 1

dCdt

D C C´( ) (8.42)

Donde, D´ es el flujo difusivo (m3 año-1) y las demás variables fueron definidas anteriormente.

Nótese que hay tres factores que contribuyen a la difusión entre los com-partimientos mostrados en la figura 8.9. El primero es la tasa o velocidad D´ a la cual se igualan las concentraciones (temperaturas) y refleja la intensidad de mezcla entre los dos sitios. Por lo tanto, si los compartimientos están aislados (cerrados) solo se presenta el movimiento browniano y D´ tendrá un valor bajo mientras que si los compartimientos son abiertos y hay acción del viento o algún agente externo crea turbulencia, D´ será muy grande.

El segundo factor es que la masa transportada es directamente proporcional al área de intercambio. Finalmente, el tercer factor, la difusión es proporcional a la diferencia de concentraciones entre los dos lados. Esta diferencia de con-centraciones, o gradiente, determina la dirección y la magnitud del transporte.


▪ 256

Como podrá haber entendido el lector por lo expuesto anteriormente, en la práctica la difusión turbulenta es mayor que la molecular. Como consecuencia de esto, también se puede generalizar que en los cuerpos de agua lénticos donde hay movimiento del agua en las tres direcciones (x, y y z), la difusión horizontal es más importante que la difusión vertical. En el capítulo 9 se presentan los rangos típicos de los coeficientes de difusión en aguas naturales.

8.4.2.2 Dispersión

Hasta ahora se ha considerado que cuando un contaminante se esparce en el agua, este fenómeno se debe al movimiento propio que poseen las moléculas (movimiento Browniano) o a una acción de mezcla como la ocasionada por el viento. Pero también, el contaminante se puede esparcir o dispersar porque existan diferencias de velocidad entre dos sitios en el agua. Cuando se presentan dichas diferencias de velocidad la sustancia se mueve en el espacio (eje x) y cambia su concentración pero no su composición química.

Gráficamente se puede ver clara la diferencia entre difusión y dispersión. Por ejemplo, si se introduce un colorante en el agua fluyendo en una tubería (figura 8.11), el movimiento propio que tienen las moléculas hará que el colorante se mueva como lo muestra la figura 8.11(a). Por el contrario, la dispersión hará que una molécula del tinte localizada cerca de la pared del tubo se mueva más lentamente que una molécula cerca del centro debido al gradiente de velocidad. En la figura 8.11(b) se observa la distribución de la velocidad; se nota que en la pared del tubo es cero mientras que en el centro es máxima.

(a) Difusión

(b) Dispersión

Longitudinal

Eje Radial U(r)

Ejes

Figura 8.11 Contraste entre difusión y dispersión. (Reproducida de la referencia 1)Fuente: elaboración propia.

En todo ambiente acuático, la difusión turbulenta y la dispersión causan la mezcla de los contaminantes en el agua. Por ejemplo, en los ríos y los estuarios predomina la dispersión debido a las diferencias de velocidad que se presentan


▪ 257

en el cuerpo de agua. Adicionalmente, la dispersión es importante en cualquier clase de cuerpo de agua cuando se están considerando escalas pequeñas de tiempo y en el espacio, en particular, cuando se está estudiando la calidad del agua en las orillas o en el fondo.

En ambientes de agua lénticos como lagos, bahías, embalses, etc., la difusión tiende a predominar. En estos casos el viento es el principal agente que causa la mezcla de contaminantes en el agua.

En conclusión, y para tener en cuenta, se usará en el resto de este libro, el término “dispersión” cuando se trate de cuerpos de agua angostos en los cuales el agua fluya con velocidad apreciable (ríos, canales, estuarios). Para lagos, embalses, bahías, cuerpos de agua abiertos se empleará el término “difusión” . Adicionalmente, cuando se esté analizando la mezcla o transporte vertical en cualquier cuerpo de agua, se analizará el fenómeno como difusión.

En términos prácticos es aceptable suponer que tanto la difusión como la dispersión se pueden explicar o siguen la ley de Fick (ecuación 8.42) y se pueden expresar de la siguiente forma:

Acumulación =∂∂Ctdx dy dz* *

Masa del contaminante a la entrada =E Ctdy dzX

∂∂

*

Masa del contaminante a la salida = −∂∂

+∂

∂∂∂

E C

x xE C

xx x

dx dy dz*

Donde, Ex es el coeficiente de difusividad (L2/T) en la dirección x, que para cuerpos de agua lénticos (embalses, lagos, etc.) representa el coeficiente de difusión y para cuerpos de agua lóticos (ríos, estuarios, etc.) representa el coeficiente de dispersión.

Por lo tanto, el término difusión/dispersión será la resultante de la masa que entra, menos la que sale. Restando los dos términos anteriores y despreciando los diferenciales, el término difusión/dispersión tiene la siguiente forma:

∂∂

=∂

∂∂∂

Ct x

E Cxx (8.43)

Cuando se consideran las contribuciones de la difusión/dispersión en las direcciones y y z, la ecuación 8.43 se transforma en:

∂∂

=∂

∂∂∂

+

∂∂

∂∂

+

∂∂

∂∂

Ct x

E Cx y

E Cy z

E Czx y z

(8.44)


▪ 258

8.4.3 Reacciones

El cambio en la concentración de un contaminante por reacción se debe a las transformaciones químicas, físicas o biológicas que sufre la sustancia en el medio. La DBO es un caso típico de descomposición por acción bacterial siendo la velocidad de descomposición representada por una reacción de primer orden. Por el contrario, en el caso de los sólidos disueltos se puede suponer que por estar constituidos principalmente de sales disueltas, son conservativos, y sus cambios están gobernados por una reacción química de orden cero.

Cuando ocurre una reacción química en el agua, al contrario de lo que pasa en los mecanismos de transporte (advección y/o dispersión/difusión), los contaminantes cambian su composición química. Es así como por ejemplo el nitrógeno orgánico se convierte en nitratos. Al inicio, en el numeral 8.1 de este capítulo se discutieron los diferentes tipos de reacciones que se pre-sentan en el agua. En términos prácticos, la tasa de cambio de la sustancia química cuando reacciona en el agua se representa por el término (dC/dt).

8.4.4 Sumideros

Este término resume los aumentos y/o disminuciones en la concentración de una sustancia debido al material que está entrando o saliendo del sistema. En general, los sumideros corresponden a los aportes de contaminantes ocasio-nados por las cargas contaminantes puntuales y las distribuidas.

El aporte o la disminución de la concentración de la sustancia química por cargas contaminantes puede representarse por (±Σ(s/∀)), donde, s es la masa de la sustancia química entrando o saliendo del sistema (M/T) y ∀ el volumen (L3).

8.5 ECUACIÓN GENERAL DE BALANCE DE MASA

En general, la concentración de una sustancia química en el agua se puede ver afectada por cualquiera de los factores explicados, advección, dispersión-difusión, reacción y sumideros. Cuando estos factores o procesos son inde-pendientes, su efecto es aditivo y la correspondiente tasa de cambio global de la concentración de la sustancia química se puede obtener con la ecuación de conservación de masa. Combinando los cuatro factores, la ecuación general de transporte de un contaminante en el agua toma la siguiente forma:

∂∂

= −∂∂

−∂∂

−∂∂

+∂

∂Ct

v Cxu Cxw Cx

ADVECCION� ��

xxE C

x yE C

y zE C

zx y z∂∂

+

∂∂

∂∂

+

∂∂

∂∂

DISPERSSIÓN Y/ODIFUSIÓN� ��

+ddCdt

S

TÉRMINOREACTIVO

SUMIDEROS

� ��

� �� ±

∀∑


▪ 259

La ecuación anterior forma la base de prácticamente de todos los modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua (MIKE, QUAL2K, EPDRIV1, WASP, CEQUALR1, etc.). La ecuación 8.45 es una ecuación diferencial parcial de segundo orden la cual es difícil de resolver. Tomando diferentes supuestos y elaborando simplificaciones, es posible, sin embargo, obtener soluciones exactas. En situaciones en las cuales se presentan una gran cantidad de cargas contaminantes, se requiere simular varios contaminantes a la vez, y si hay un alto número de tributarios, se deben utilizar los modelos de computador como los mencionados anteriormente.

8.6 BALANCE DE OXÍGENO

El problema del oxígeno disuelto en un cuerpo de agua superficial ha sido reco-nocido por décadas. El impacto de una baja concentración de OD o de condiciones anaeróbicas se refleja en un ecosistema desbalanceado, mortandad de peces, olores y otras molestias estéticas. Phelps escribía “Un cuerpo de agua es algo más que un aspecto geográfico, una línea o un circulo en un mapa, una parte fija de un terreno. Los cuerpos de agua no pueden ser representados en términos de topografía y geología. Un cuerpo de agua es algo viviente, algo con energía, con movimientos, con cambios” .

Todos los fenómenos que ocurren en un cuerpo de agua tienen su explicación y pueden ser medidos de la misma manera como se analiza el cuerpo humano. Un cuerpo de agua se puede enfermar, su enfermedad se puede diagnosticar, se le puede recetar para recuperarlo hasta que logre un funcionamiento normal. Pues bien, un río contaminado es un río enfermo y su enfermedad puede detectarse por muchos aspectos: su turbiedad, la presencia de material orgánico, organismos patógenos, déficit de oxígeno disuelto, etc.

El oxígeno disuelto, dada su importancia en la salud del agua, se ha cons-tituido en el parámetro más importante en el diagnóstico sobre el estado de contaminación de un ecosistema acuático. El problema del OD puede entonces resumirse como la descarga de desechos orgánicos e inorgánicos en un cuerpo de agua que ocasiona el descenso en las concentraciones de OD lo cual interfiere con los usos benéficos del agua.

8.6.1 Componentes principales del análisis de OD

La figura 8.12 presenta los principales actores que ocasionan los problemas de OD en el agua. Los vertimientos más importantes están formados por las des-cargas de desechos industriales y aguas residuales domésticas, la presencia de formas oxidables de nitrógeno y otros nutrientes que estimulan el crecimiento del fitoplancton.


▪ 260

Aguas de escorrentía

Aguas residualesdomésticas

Corriente de agua

Vertimientos industriales

OD mg/L

Distancia

Figura 8.12 Principales componentes del problema de OD


La naturaleza del ecosistema, es decir, su capacidad de mantener una deter-minada concentración de OD (autodepuración, capacidad asimilativa) establece la concentración real de OD en el cuerpo de agua con el nivel o criterio de OD exigido por los usos del agua establecidos.

Los métodos más comunes de control incluyen la reducción de las cargas contaminantes puntuales mediante la construcción de plantas de tratamiento. Las cargas distribuidas se pueden controlar revisando los usos del suelo, manejando adecuadamente la cuenca, etc.

8.6.2 Inventario de aportantes y consumidores de OD

Los conceptos expuestos en esta parte son aplicables a cualquier cuerpo de agua superficial. El objetivo de esta sección es, por lo tanto, definir y explicar la interacción y cinética de los principales componentes del problema del OD en ríos, lagos, embalses, etc.


▪ 261

El análisis del OD empieza con el inventario de los fenómenos que aportan y consumen OD en el cuerpo de agua.

Los aportantes o fuentes más importantes de OD son:

• Reaireación de la atmósfera.

• Fotosíntesis de las plantas acuáticas.

• OD aportado por los tributarios.

Los consumidores más importantes de OD son:

• Oxidación de la materia orgánica.

• Oxidación del material nitrogenado.

• Oxígeno demandado o consumido por el material depositado en el fondo (SOD).

• Oxígeno utilizado por las plantas acuáticas para respiración.

La figura 8.13 muestra la interrelación entre las variables que representan las anteriores actividades:

AERACIÓNATMOSFÉRICA

OXIGENO

DBO CARBONACEA AMONIO

NORGÁNICO

NITRITOS

NITRATOS P -DISUELTO

PORGÁNICO

DEMANDA BENTICA

CLOROFILA α

Fotosíntesis Respiración

Reaeración

Oxidación

Oxidación de Nitrógeno

Figura 8.13 Interrelación entre los componentes del balance de OD (Reproducida de la referencia 1)



▪ 262

8.6.3 Componentes consumidores de oxígeno disuelto

Las principales actividades que afectan el contenido de oxígeno disuelto son las descargas de aguas residuales domésticas (ARD) y desechos industriales sin tratar y las aguas de escorrentía. Estos vertimientos contienen materiales que ejercen demanda química de oxígeno y DBO carbonácea y nitrogenada.

En la tabla 2.3 del capítulo 2, se presentaron los valores de DBO5 para las ciudades de Medellín y Bogotá. A continuación se presentan en la tabla 8.2, algunos datos para Estados Unidos (USA, por sus siglas en inglés) y algunos países de Latinoamérica. Es importante que el lector compare los valores incluidos en las tablas citadas y saque sus propias conclusiones.

Tabla 8.2 Valores de DBO antes de tratamiento en USA y algunos países de Latinoamérica

Fuente DBO5C DBOUC DBON N org. NH3-N

Desechos domésticospromedio en USA

180(100-450)

220(120-580)

22020

(5-35)28

(10-60)

USA rural 220 20 5

México 275 18 20

Uruguay (250-300) (10-25) (12-28)

Argentina 408

DBO5C: DBO5 carbonácea DBOUC: DBO última carbonácea*Las concentraciones están dadas en mg/L


Nótese que aunque las concentraciones de las aguas residuales domésticas de países como Uruguay son más altas que en USA, la producción per cápita es menor debido a un menor flujo per cápita.

8.6.3.1 Demanda bioquímica de oxígeno carbonácea

La figura 8.14 muestra la curva típica de la demanda de oxígeno de un agua residual sin tratar que contenga material nitrogenado. Se sabe que la DBO total se alcanza en dos etapas; en la primera se estabiliza la materia orgánica carbonácea (DBOC) y se le conoce como la primera fase de la desoxigenación. La DBOC es ejercida debido a la presencia de organismos heterotróficos capaces de derivar la energía que necesitan del carbono orgánico que contiene la ma-teria orgánica. Las aguas residuales domésticas y la mayoría de los ríos, lagos y estuarios contienen grandes cantidades de este tipo de organismos. Excepto en los casos en que el agua contiene sustancias tóxicas, la DBOC se ejerce casi inmediatamente.


▪ 263

En la segunda fase de la descomposición de la materia orgánica, se oxidan los compuestos nitrogenados. En esta fase, el nitrógeno orgánico se hidroliza y forma nitrógeno amoniacal que en presencia de oxígeno es convertido a nitritos y luego estos a nitratos. Las dos etapas de la degradación de la materia orgánica pueden ocurrir simultáneamente aunque es común separarlas y asumir que la oxidación de la materia orgánica carbonácea es casi total cuando apenas es posible apreciar la transformación de los compuestos nitrogenados.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22

DB

O (

mg/

L)

tiempo (días)

DBOC

DBON

Figura 8.14 Curva de demanda bioquímica de oxígenoFuente: elaboración propia.

La DBOC de una muestra de agua residual o de un río se determina en el laboratorio incubando la muestra por un período determinado de tiempo. Los procedimientos para este análisis están descritos en los métodos estándar. La oxidación de la materia orgánica en la botella de DBO involucra una serie de reacciones que se llevan a cabo de una manera secuencial. Una parte de la materia orgánica oxidada por los microorganismos es utilizada para crear nuevos organismos, la otra parte sirve como fuente de energía para que los microorganismos realicen sus funciones vitales; en esta última parte se liberan CO2 y H2O. Como resultado, las reacciones que involucran la DBO no son fáciles de representar matemáticamente. Por simplicidad se asume que la DBOC sigue una reacción química de primer orden; se comprende, sin embargo, que este es un supuesto empírico tomado con base en la experiencia que ha probado ser una herramienta útil en la práctica.

Si se analiza el comportamiento de la DBO en el tiempo se puede observar que a medida que se va oxidando la materia orgánica queda un porcentaje remanente o sin oxidar: Si se denota por L a la DBO remanente y por Y a la DBO ejercida, el comportamiento de estas dos demandas se presenta en la figura 8.15.


▪ 264

De la figura 8.15 se puede deducir:

∂∂

= −Lt

k Ld * (8.46)

Donde:

L: cantidad total de materia orgánica remanente en t, mg/L

kd : constante de desoxigenación, 1/día

t: tiempo

Figura 8.15 Formulación de la cinética de la DBOFuente: elaboración propia.

Para relacionar la DBO ejercida Y o la DBO remanente Lt en un momento dado con la DBO última L, se integra la ecuación (8.46). El resultado es el siguiente:

L L etk td= −* * (8.47)

Como Y = L - Lt según la Figura 8.15, entonces se puede concluir:

Y L L e Y L ek t k td d= − = −⇒− −* ( )* *1 (8.48)

Ejercicio 8.3 Relación entre la DBOC ejercida y la DBO última

• La DBO ejercida en una muestra de agua de un río y medida en el laboratorio como DBO5 es de 100 mg/L a 20 oC. ¿Cuál es la DBO última? ¿Cuál es la DBO3 a la misma temperatura? kd = 0,2 d-1

Y = DBO ejercida

Y

Lt = DBO remanente

L

25

20

15

10

5

00 10 20 30 40 50 60

Tiempo (días)

DB

O (

mg

/L)


▪ 265

Solución:

1) Aplicación de la ecuación 8.48

DBO5 = y5 = 100 mg/L

t = 5 días

kd = 0,2 d-1

Lmg / L

mg / L=−( )

=−( )

⇒ ≅− −

y

e eL

k td

50 2 51

100

1158

* , *

2) Para calcular la y3, se procede:

y L e y ek td3 3

01= − ⇒ = −− −* ( ) / ( )* , * 158 mg L 1 2 3

y3= 71,5 mg/L

La representación gráfica de los resultados se presenta en la figura E8.3.

Figura E8.3 Variación de la DBOC ejercida contra el tiempoFuente: elaboración propia.

Nótese que la curva mostrada en la figura corresponde a la DBOC ejercida y no remanente. Ambos conceptos están íntimamente ligados pero es necesario diferenciarlos.

y3

y5

300

225

150

75

00 5 10 15 20

Tiempo (días)

DB

O e

jerc

ida

(mg

/L)


▪ 266

Ejercicio 8.4 Determinación de la DBOC remanente

• Una muestra de agua de un río se llevó al laboratorio donde se hizo el análisis de la DBO última después de un período de incubación muy largo. Si el valor de la DBO última fue de 150 mg/L y utilizando una constante oxidación de la materia orgánica igual a 0,23 d-1, graficar el comportamiento de la DBO ejercida y la DBO remanente en el tiempo.

Solución: Para solucionar el ejercicio, se prepara un cuadro en el cual se calculan Lt y

yt. Para la DBO a los 5 días los cálculos son:

Lt = Lo*e-k*t = L5 = 150*e-0,23*5 = 47,3 mg/L

Y5 = Lo – L5 = 150 – 47,3 = 102,7 mg/L

Para otros días, los resultados se muestran en el siguiente cuadro:

t (días) kd (d-1) L (mg/L) Lt(mg/L) yt (mg/L)

3 0,23 150 75 75

5 0,23 150 47,3 102,7

7 0,23 150 30 120

10 0,23 150 15 135

15 0,23 150 5 145

20 0,23 150 1,5 148,5

Empleando la ecuación 8.48 y para diferentes períodos de tiempo, se obtiene la figura E8.4:

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 3 6 9 12 15 18 21

DB

OC

(m

g/L)

Tiempo (dias)

DBOCremanente

DBOC ejercida

Figura E8.4 Variación de la DBO remanente con el tiempo Fuente: elaboración propia.


▪ 267

8.6.3.2 Demanda bioquímica de oxígeno nitrogenada (DBON)

La DBOC es seguida por una segunda etapa en la cual se oxidan los compuestos nitrogenados, a esta etapa comúnmente se le conoce como nitrificación. Algunos desechos industriales, por ejemplo, los de la industria de la pulpa y el papel, son deficitarios en compuestos nitrogenados, por lo tanto, estos efluentes no presentan la segunda etapa de descomposición de la materia orgánica. Por el contrario, existen situaciones donde prácticamente toda la demanda de oxígeno es debida a la presencia de compuestos nitrogenados. Este último caso se pre-senta en los efluentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales cuando no incluyen el proceso de nitrificación.

Los compuestos nitrogenados presentes en las aguas residuales contenidos en la materia orgánica son generalmente proteínas, urea, amoníaco y, en algunos casos, nitratos. También, es normal encontrar los productos intermedios de la degradación de los anteriores tales como amino-ácidos, amidas y aminas. Las proteínas se desdoblan por hidrólisis en una serie de amino-ácidos; en este proceso intervienen enzimas exocelulares y endocelulares. La descomposición de amino-ácidos es endocelular y libera amonio. A esta última etapa se le denomina desasimilación.

El amoníaco presente en las aguas naturales proviene de desechos industriales o de la descomposición de la materia orgánica tal como se explicó anteriormente. La figura 8.16 muestra los cambios que ocurren cuando los compuestos nitro-genados entran en un cuerpo de agua natural.

N-org

NH4

Form

as d

e N

(m

g N

/L)

t (días)

NO3

NO2

Figura 8.16 Diferentes formas de n presentes en las aguas naturalesFuente: elaboración propia.

Las aguas residuales domésticas contienen altas cantidades de proteínas y urea, compuestos ricos en nitrógeno orgánico. El desdoblamiento de las proteínas


▪ 268

hasta generar nitrógeno amoniacal fue explicado anteriormente. El nitrógeno, una vez se encuentra en forma amoniacal, es oxidado en condiciones aeróbicas a nitritos por las bacterias del género nitrosomonas según la siguiente ecuación:

NH4+ + 1,5 O2 ⇒ 2H+ + H2O + NO2

- (8.49)

g O2/g N = 1,5*32/14 = 3,43

De acuerdo con la ecuación anterior, se requieren 3,43 gramos de O2 por cada gramo de nitrógeno oxidado a nitrito. La reacción anterior es relativamente inestable, lo que significa que rápidamente los nitritos son oxidados a nitratos. Esta oxidación es llevada a cabo por las bacterias del género nitrobacter como lo muestra la siguiente ecuación:

NO2- + 0,5 O2 ⇒ NO3

- (8.50)

g O2/g N = 0,5*32/14 = 1,14

Según la ecuación anterior se necesitan 1,14 gramos de O2 por cada gramo de nitrito oxidado a nitrato. En total en el proceso completo de nitrificación se necesitan 4,57 g de O2 para oxidar el NH4 hasta NO3. En la práctica algo del amonio se gasta en la producción de tejido celular, lo que significa que se utilicen menos de los 4,57 g O2/g NH4 en el proceso de nitrificación. La literatura reporta que se gastan aproximadamente 4,2 g O2/g NH4 en el proceso de nitrificación.

Con base en el proceso de nitrificación, varios autores sostienen que se puede determinar qué tan vieja o qué tan reciente es la contaminación presente en el agua. Si se analiza la figura 8.16 se aprecia que en las aguas recientemente contaminadas, la gran mayoría del nitrógeno está en forma orgánica (proteínas, urea) o amoniacal. El contenido de nitritos en el agua es normalmente muy bajo y a no ser que se presenten condiciones extrañas, su concentración es menor que las otras formas de nitrógeno.

Existen varios factores que pueden inhibir el proceso de nitrificación. Se sabe que a concentraciones de OD por debajo de 1 mg/L no se presenta el proceso de nitrificación. Para que se lleve a cabo se requiere también que el medio sea relativamente alcalino; a pH por debajo de 6 el proceso de nitrificación es inhibido. Adicionalmente, las bacterias nitrificantes son muy susceptibles a la acción de las sustancias tóxicas. Estas bacterias son obligadamente aerobias y autótrofas que derivan el carbono que necesitan del CO2.

Las bacterias nitrificantes son habitantes normales del suelo. Por lo anterior, es normal que en los cuerpos de agua se encuentren en número suficiente para que se lleve a cabo la nitrificación. Sin embargo, en los alcantarillados su número puede ser bajo (menor de 1.000/mL) lo cual no garantiza que ocurra el proceso de nitrificación.


▪ 269

En resumen, la DBON se genera cuando el nitrógeno amoniacal es oxidado a nitritos y luego a nitratos bajo condiciones adecuadas. La DBON se determina añadiendo un agente inhibidor del crecimiento de las bacterias nitrificantes. Al calcular la DBO bajo estas condiciones, solamente se mide la DBOC. Si paralelamente se determina la DBO sin inhibidor, la DBON se puede obtener por diferencia. Los agentes inhibidores de las bacterias nitrificantes son el azul de metileno, la thiourea, pasteurización de la muestra y el TCMP (2-cloro, 6 triclorometil piridina). La aplicación de estos compuestos no siempre es efectiva y no es raro que se produzcan resultados extraños por lo que es necesario probar la validez de los datos. En la actualidad el inhibidor que mejores resultados ha dado es el TCMP.

La formulación matemática de la DBON es muy similar a la de la DBOC, es decir, se supone que la DBON sigue una reacción química de primer orden. La siguiente ecuación presenta la formulación matemática de la DBON.

L L etN N k tN= − −

0 1( )* (8.51)

Donde, kN es la tasa de reacción global de la nitrificación.

La DBON se puede estimar también conociendo que teóricamente se requieren 4,57 g O2/g NH4 según las ecuaciones (8.49) y (8.50). Si se tiene en cuenta que parte del nitrógeno orgánico puede hidrolizarse generando algo de NH4, la DBON para el proceso completo se puede determinar como:

LoN = 4,57(N orgánico + NH4) = 4,57*NTK (8.52)

En la ecuación anterior NTK es el nitrógeno total Kjeldahl. La figura 8.17 presenta la relación entre la DBOC, DBON y la DBO total. Como puede apre-ciarse, si se mide la DBO a los 5 días, la DBO5 puede incluir algo de DBON. En la práctica se recomienda que los análisis de laboratorio de DBOC y DBON se hagan por separado (utilizando inhibidores) para determinar las contribuciones individuales de la DBOC y DBON a la DBO total.

Tiempo, días

DBO total

DBOC

DBON

DBOU = Lo+LoN

oN

Lo=DBOCU

L = DBONU

DB

O

02 5

Figura 8.17 Relación entre la DBON, DBOC y DBO totalFuente: elaboración propia.


▪ 270

Vale la pena, antes de terminar la discusión sobre la DBON aclarar la diferencia entre anaeróbico y anóxico. Anaeróbico es un ambiente en el cual no existe ningún tipo de fuente de oxígeno, mientras que en el anóxico no hay oxígeno disuelto pero las bacterias anaeróbicas toman el que necesitan de los nitratos (NO3

-).

Ejercicio 8.5 Determinación de DBOC, DBON y total

• Los siguientes datos fueron obtenidos de una caracterización de una muestra de aguas que se llevó al laboratorio:

DBO5 = 400 mg/L NH3= 80 mg/L

kd = 0,29 d-1 kN = 0,2 d-1

Temperatura del agua es de 18 oC y las constantes están a 20 oC. Usar θ igual a 1,024 para corregir la constante de la DBOC y 1,07 para la DBON. Determinar: a) DBOC y DBON, b) DBO total, c) DBO total a los 15 días y d) Dibujar la curva de DBOC, DBON y Total.

Solución: 1. Ajuste de constantes a la temperatura de campo

k k d

k kd o

T o

N oT

= = =

= =

− − −

−2

20 18 2 1

220

0 29 1 02 0 28

0 2 1 07

θ

θ

( )

( )

, * , ,

, * , 11 2 10 17− −=o d,

2. Cálculo de la DBOC y DBON y DBO total

Lo = 400/(1-e-0,28*5) = 534 mg/L

LoN = 4,57*80 = 365,6 mg/L

DBOT = DBOC + DBON = 534 + 365,6 = 899,6 mg/L

3. DBO a los 15 días

DBO15 = 534*(1-e-0,28*15) + 365,6*(1-e-0,17*(15-7)*) = 801 mg/L

* Se supone que solamente a los 7 días empieza a ejercerse la DBON

4. Curva de DBO

Para elaborar las curvas de DBOC, DBON y Total, se prepara el siguiente cuadro:

t (d) DBOC t para N DBON DBOT DBOU

0 0 0 0 0 899,6

1 129 0 0 129 899,6

3 301 0 0 301 899,6

5 400 0 0 400 899,6


▪ 271

t (d) DBOC t para N DBON DBOT DBOU

7 457 0 0 457 899,6

8 476 1 59 534 899,6

10 500 3 149 649 899,6

151 526 8 275 801 899,6

30 534 23 359 893 899,6

1 El modelo de cálculo correspondiente a la DBO a los 15 días es:

DBOC15 = 534*(1-e-0,28*15) = 526 mg/L

DBON15 = 365,6*(1-e-0,17*(15-7)*) = 275 mg/L

Con los datos del cuadro anterior se elabora la figura E8.5.

Figura E8.5 Resultados gráficos de la DBOFuente: elaboración propia.

8.6.3.3 Demanda béntica de oxígeno3

La descarga de material sedimentable en un cuerpo de agua provoca la formación de una capa de sedimentos o de lodo sobre la superficie del fondo. A medida que la profundidad de estos depósitos de sólidos se incrementa, se inicia la descomposición anaeróbica del material orgánico que ahí se encuentra. Si se llega a producir suficiente cantidad de gases, estos escapan a la atmósfera oca-sionando serios problemas de estética y salud pública. La superficie de la capa de sedimentos que está directamente en contacto con el agua puede sufrir una descomposición aeróbica, y en el proceso, consumir el oxígeno que se encuentre en la columna de agua. Al anterior consumo de oxígeno es al que se le conoce como demanda béntica de oxígeno ó SOD.

3 Todos los autores citados en este numeral son nombrados en la referencia 4.

1000

900

800

700

600

500

400

300

200

100

0

0 5 10 15 20 25 30 35

Tiempo (d)

DB

O t

otal

(m

g/L

)

DBOCDBOTDBOUDBON


▪ 272

La SOD no siempre se debe directamente al vertimiento de aguas residuales domésticas o desechos industriales. Las plantas acuáticas (algas) y el material vegetal que pueda llegar naturalmente al cuerpo de agua, cuando muere, se sedimenta y puede contribuir a que se presente la SOD. Adicionalmente, en el fondo del cuerpo de agua se pueden encontrar compuestos ferrosos que pueden oxidarse e incrementar la SOD.

Existe mucha discrepancia entre los investigadores acerca de los factores que influencian la SOD, especialmente no se tienen claros sus verdaderos efectos sobre ella. Un resumen de estos factores se presenta a continuación:

Profundidad de la capa de sedimentos. La mayoría de los autores sostienen que la profundidad de la capa de lodos tiene influencia sobre la SOD pero hasta ciertos valores. Se supone que cuando la capa de sedimentos es mayor de 10 cm no tiene influencia sobre la SOD.

Concentración de OD. Muchos investigadores están de acuerdo que cuando el oxígeno disuelto en la columna de agua está en el rango entre 3-8 mg/L, la SOD es independiente de la concentración de OD.

Resuspensión de los sedimentos. Prácticamente todos los autores quienes han trabajado este tema sostienen que la SOD se incrementa cuando los sedimentos de fondo son resuspendidos. Es decir, hay un incremento en la SOD cuando se incrementa la velocidad del agua.

Actividad fotosintética. Está comprobado que existe un efecto potencial sobre la SOD cuando se presentan la fotosíntesis y la respiración. Por ejemplo, Lucas & Thomas (1972) reportaron que las algas bénticas pueden impedir la SOD durante el día cuando la penetración de la luz es apreciable. Ellos también notaron que parte de la SOD que se mide es debida a la respiración de las algas de fondo.

Actividad de los invertebrados. Todos los estudios sobre SOD sostienen que los organismos invertebrados habitantes normales del fondo de los cuerpos de agua consumen oxígeno en el proceso de respiración. Butts and Sparks (1977) reportaron cerca del 50% de la SOD en Keokuk Pool (río Mississipi) se le puede atribuir a la presencia de pequeños crustáceos (fingernail clam).

Salinidad. Hanes & White (1968) observaron un ligero incremento de la SOD con la salinidad.

Demanda Química de Oxígeno. Existen en el fondo de los embalses o lagos sustancias no biológicas que consumen oxígeno, y por lo tanto, incrementan la SOD. Por ejemplo, la oxidación del Fe2+. Para medir cuál es la parte no biológica es necesario utilizar inhibidores y luego por diferencia encontrar el componente biológico.


▪ 273

Temperatura. El efecto de la temperatura en la SOD es reconocida en toda la literatura. MacDonnell & Hall reporta que la tasa de consumo de oxígeno en los sedimentos del fondo se puede incrementar hasta en el doble por incrementos de 10 oC.

Aunque la SOD es un parámetro importante especialmente en los cuerpos de agua lénticos y los ríos lentos, actualmente no existe ningún método estándar universalmente aceptable para su medición. En el capítulo 9, se nombran algunos de los métodos empleados actualmente para determinar la SOD.

8.6.3.4 Respiración

Los microorganismos y las plantas acuáticas como organismos vivos consumen oxígeno en el proceso de respiración. Las algas solamente lo hacen durante la noche mientras que en los microorganismos se realiza continuamente

Cuando un cuerpo de agua se encuentra altamente contaminado, desaparece la vida acuática. Esto hace que el consumo de oxígeno por respiración no se tenga en cuenta en el balance de oxígeno.

Tratar de evaluar el consumo de oxígeno por respiración es una tarea difícil de realizar; temporalmente se representa por (- R) y en el capítulo 9, se ilustra la forma de como calcularlo.

8.6.4 Componentes aportantes de oxígeno

8.6.4.1 Reaireación

En los numerales anteriores se explicó como se consumía el oxígeno por acción de la descomposición de la materia orgánica carbonácea y nitrogenada. Afor-tunadamente todo cuerpo de agua tiene su capacidad de recuperación o sea de incorporar oxígeno para compensar aquél que se consume en la oxidación. Por supuesto no siempre el oxígeno que entra al cuerpo de agua es suficiente para mantenerlo en condiciones aeróbicas. En las zonas urbanas donde se descargan las aguas residuales sin ningún tratamiento directamente a los recursos hídricos, éstos alcanzan condiciones anaeróbicas rápidamente y solo después de muchos kilómetros o tiempo los cuerpos de agua vuelven a recuperar los niveles de oxígeno disuelto.

Uno de los factores que aporta oxígeno a los cuerpos de agua es el fenómeno de la reaireación. La reaireación consiste en la reacción química mediante la cual el agua toma oxígeno del que contiene el aire de la atmósfera. La cantidad de oxígeno que ingresa por reaireación es proporcional al déficit que tiene el agua, ingresando hasta que llega a una condición de equilibrio según la temperatura y presión.


▪ 274

El paso de oxígeno de la atmósfera al agua se hace por el mecanismo de solución en la superficie de contacto aire-agua. Aunque este fenómeno de la reaireación ha sido estudiado por muchos autores, todavía no hay un método universal que pueda cuantificarlo. La teoría más aceptada para evaluar la reaireación es que este fenómeno es gobernado por la ley de Ficks o teoría de las dos capas. La ley de Ficks establece que la velocidad con que una sustancia gas o líquido (W) se difunde en un líquido (C) a través de un área (A), en la dirección (x) es proporcional a tasa de difusión del gas (Dm ) y a la tasa con que la concentración (C) está cambiando en la dirección (x), o sea:

dWdt

D AdCdxm= (8.53)

Donde, Dm es el coeficiente de difusión molecular para gases en L2/T.

Para aplicar la ecuación anterior al caso de la difusión del oxígeno atmosférico en el agua, se tiene en cuenta la figura 8.18.

Figura 8.18 Esquema de definición de la difusión del OD en el aguaFuente: elaboración propia.

Si Cs representa el oxígeno de saturación y C la concentración resultante de OD en el agua, la ecuación 8.53 se puede reescribir de la siguiente manera:

dWdt

D AC Cxms=

− (8.54)

Para un determinado volumen de agua, el cambio en la concentración es:

dW = ∀ dC

Incluyendo la ecuación anterior en la ecuación 8.54 y reagrupando se tiene:

dCdt

DxA C Cm

s=∀

−( ) (8.55)

Airex

CCs


▪ 275

Si se reemplaza Dm/x por KL y A/∀ por la profundidad media (a), la ecuación (8.55) puede expresarse como:

dCdt

K a C CL s= −( ) (8.56)

Al valor de KL*a se le conoce coeficiente de reaireación ka, en cuyo caso la ecuación final es:

dCdt

k C Ca s= −( ) (8.57)

8.6.4.2 Fotosíntesis

Otro de los factores que aportan oxígeno a un cuerpo de agua y contribuye a balancear el déficit de oxígeno es la fotosíntesis de las plantas acuáticas y las algas. Durante el proceso de fotosíntesis, las plantas toman el CO2 de la atmósfera y en presencia de luz solar y clorofila liberan oxígeno de acuerdo con la siguiente expresión:

6CO2 + 6H2O + Energía C6H12O6 + 6 O2 (8.58)

La reacción anterior solamente se realiza en la zona fótica, zona hasta donde penetra la luz. El rango visible de la luz se encuentra entre 4.000 y 7.000 Ao de longitud de onda, por lo tanto, si la radiación solar se encuentra en ese rango se podrá presentar la fotosíntesis.

Tratar de medir el oxígeno que entra a un cuerpo de agua por efecto de la fotosíntesis es difícil; cuando el día está nublado disminuye la acción fotosintética y, además, varía con la ubicación geográfica etc.

Debido a lo anterior, por simplicidad, los especialistas adoptan el aporte de oxígeno por parte de la fotosíntesis como un valor constante. Se asume el aporte de oxígeno por fotosíntesis igual a (+F) y la forma de calcularlo se ilustra en el capítulo 9.

8.6.5 Fuentes puntuales o fuentes distribuidas de contaminación (sumideros)

El material orgánico que entra o sale del sistema del cuerpo de agua en forma de cargas contaminantes puntuales o distribuidas consume oxígeno. Las cargas puntuales son fáciles de evaluar tanto en cantidad como en calidad, mas no así las cargas distribuidas o no puntuales. El tema de las cargas contaminantes se discutirá posteriormente; para efectos prácticos se designan las cargas puntuales como Lp y las distribuidas Ld.


▪ 276

8.7 BALANCE FINAL DE OXÍGENO

Como ya se ha anotado varias veces, en el balance de oxígeno en un cuerpo de agua hay consumidores y aportantes. Los consumos de oxígeno se deben a la presencia de materia orgánica que se descompone por acción bacterial y los aportes los realizan varios aspectos de la naturaleza.

En resumen, el balance de oxígeno en un cuerpo de agua es:

Balance de oxígeno = Aportantes – consumidores (déficit)

Donde:

Aportantes Déficit

Reaireación: ka (Cs-C) DBOC: kdLFotosíntesis: F DBON: kNLN

Fuentes puntuales: Lp

Fuentes distribuidas: Ld

Demanda béntica: SOD

Respiración: R

Balance de oxígeno disuelto = ka(Cs-C) + F - kd*L - kN*LN - Lp - Ld - SOD – R


8.1 En un experimento realizado en el laboratorio se obtuvieron los siguientes datos:

t (h) 0 2 4 6 8 10

C (µg/L) 10,5 5,1 3,1 2,8 2,2 1,9

Determinar a) el orden de la reacción n, b) la ecuación de la reacción y c) la constante k

Respuesta: a) Orden n = 2; b) 1/C = 8,885 + 0,0424*t y c) k = 0,0424 L(mg*h)-1

8.2 Usando los siguientes datos, determinar θ y k a 20 oC

T oC 4 8 12 16 20 24 28

k (d-1) 0,120 0,135 0,170 0,200 0,250 0,310 0,360

Ayuda: úsese la ecuación 8.21

Respuesta: θ = 1,049 y k = 0,248 d-1


▪ 277

8.3 Una muestra de agua reporta los siguientes datos:

DBO5 = 120 mg/L kd= 0,21 d-1

NH3= 80 mg/L kN = 0,16 d-1

Las constantes son a 20 grados. Determinar: a) DBOC, DBON y DBO total, y b) DBO total a los 20 días.

Respuesta:

a) DBOC = 184,6 mg/L; DBON = 91,4 mg/L; DBOT = 276 mg/L

b) DBO20 = 269,5 mg/L

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS[1] CHAPRA Steven. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Enginee-

ring/Math, 1997.



[4] VILLEGAS J., Nora Elena, “Predicción de la tasa de consumo de oxígeno por sedi-mentos en el futuro embalse Porce II” , Tesis de grado para optar el título de master en Ingeniería Ambiental, Universidad de Antioquia, Medellín, 1997.


CAPÍTULO Constantes y coeficientes de reacción

9

9.1 CONSTANTE DE DESOXIGENACIÓN CARBONÁCEA9.1.1 Constante de desoxigenación (k1)9.1.2 Constante de desoxigenación en la corriente

receptora (kd)9.1.3 Constante de remoción efectiva de DBO

en el cuerpo de agua (kR)9.1.4 Comentarios generales acerca de k1, kd y kR

9.2 CONSTANTE DE NITRIFICACIÓN9.2.1 Métodos para calcular kN

9.2.2 Factores ambientales que afectan la nitrificación9.2.3 Comentarios generales acerca de kN

9.3 CONSTANTE DE REAIREACIÓN9.3.1 Reaireación en ríos y corrientes9.3.2 Reaireación en ambientes acuáticos lénticos9.3.3 Comentarios finales acerca de ka

9.4 FOTOSÍNTESIS - RESPIRACIÓN (F - R)9.4.1 Generalidades9.4.2 Técnica de las botellas claras y oscuras

9.5 DISPERSIÓN – DIFUSIÓN9.5.1 Coeficiente de difusión en embalses, lagos, etc.9.5.2 Coeficiente de dispersión en corrientes

(ríos, quebradas, etc.).9.5.3 Coeficiente de dispersión en estuarios

9.6 DEMANDA BÉNTICA DE OXÍGENO9.6.1 Factores que afectan la SOD9.6.2 Técnicas para medir la SOD


▪ 281

CAPÍTULO 9

Constantes y coeficientes de reacción

A lo largo los temas desarrollados en este libro, el lector habrá podido notar que hay una serie de constantes cinéticas que gobiernan el comportamiento de la calidad del agua en los recursos hídricos superficiales.

El cálculo de las constantes kd, kN, ka, F, R etc., no siempre puede hacerse teóricamente, es decir, por medio de ecuaciones matemáticas. Las expresiones matemáticas que existen en la actualidad para determinar estas constantes son muy generales y en muchos casos han sido desarrolladas para cuerpos de agua específicos. Cuando se va a aplicar la misma metodología en otro recurso hídrico casi nunca se obtienen los resultados esperados y es entonces cuando se debe recurrir a cierto ingenio para ajustar los valores teóricos a los reales. En consecuencia, el autor recomienda, siempre que sea posible, utilizar información de campo para determinar el valor de las constantes. Cuando esto no sea factible, la referencia 3 es una excelente guía no solo para consultar los valores de las diferentes constantes sino también para revisar los métodos de cálculo que se han utilizado en diferentes estudios.

A continuación se hace una presentación de las metodologías propuestas para el cálculo de las principales constantes haciendo énfasis en las restricciones que existen para cada caso.

9.1 CONSTANTE DE DESOXIGENACIÓN CARBONÁCEA

En esta sección solamente se discutirá la constante de reacción involucrada en la primera etapa de la descomposición de la materia orgánica, es decir, la demanda bioquímica de oxígeno carbonácea.

La cantidad de DBO presente en un sistema acuático ha sido tradicionalmente medida aplicando un ensayo estándar de la DBO5 a una muestra de agua. Con


▪ 282

base en el supuesto de que la reacción de la DBOC sigue una reacción química de primer orden, la cual anteriormente se había presentado:

dLdt

k L= * (9.1)

Donde todos los términos fueron definido anteriormente.

En la discusión que se hará a continuación será necesario distinguir entre tres constantes diferentes pero que están relacionadas con la tasa de descomposición de la DBO. La constante k1 representa la tasa de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO determinada en el laboratorio. La constante kd está definida como la tasa de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO en el cuerpo de agua. La tercera constante relacionada con la desoxigenación de la materia orgánica es kR, la cual representa la tasa a la cual se ejerce o desaparece la DBO en el agua incluyendo todos los factores que la afectan (desoxigenación, sedimentación, etc.). Los intentos que se han hecho para relacionar estas tres constantes se discuten a continuación:

9.1.1 Constante de desoxigenación (k1)

La constante de desoxigenación k1 es indispensable para determinar el compor-tamiento de la DBO en el tiempo. Esta constante es propia para cada recurso hídrico o agua residual, y es necesario determinarla para cada caso. Varios factores pueden influenciar el valor de k1, entre ellos la temperatura, la geometría del cuerpo de agua, la concentración de OD, la cantidad y naturaleza de materia orgánica presente.

En la literatura existen varios métodos matemáticos utilizados para deter-minar k1 con base en las mediciones de DBO en el laboratorio. Entre los más importantes están:

• Logarítmico.

• De los momentos de Moore.

• Método de Thomas.

• Mínimos cuadrados de Reed and Theriault.

• Los dos puntos de Rhame.

• Método de laboratorio de Nemerov.

• Diferencia diaria de Tsivoglou.

• Método de la regresión no lineal de la NCASI.

La constante k1 calculada por cada uno de estos métodos da como resultado valores diferentes. Existen unos métodos más representativos que otros. Es

COnsTAnTes y COefiCienTes de reACCión

▪ 283

criterio del investigador decidir el método por emplear. A continuación se explican dos de ellos.

9.1.1.1 Método logarítmico

El método logarítmico produce, en algunos casos, buenas aproximaciones del valor de k1, pero en otros casos, los resultados pueden diferir de los obtenidos por otros métodos.

Este método parte de la ecuación y L e k t= −( )−0 1 1 la cual se deriva generando:

dydt

r L k eok t= = −* * *

11 (9.2)

Donde, r es la tasa de utilización del oxígeno en el tiempo. Realizando transformaciones matemáticas la ecuación (9.2) se transforma en una ecuación lineal de la forma:

ln(r) = ln(Lo * k1) – k1 * t (9.3)

Si se grafica el ln r contra t para diferentes valores de DBO, la pendiente será la constante k1 y el intercepto será Lo * k1. La misma respuesta se puede obtener graficando en escala semilogarítmica.

Ejercicio 9.1 Cálculo de la constante k1 utilizando el método logarítmico

• Para determinar la constante de desoxigenación y la DBO última de una muestra de agua, se realizaron mediciones de DBO en un período de 10 días. Los resultados fueron los siguientes:

tiempo (d) 2 4 6 8 10

DBO(mg/L) 11 18 22 24 26

Calcular el valor de k1 y Lo.

Solución:Para cada tiempo se calcula el valor de r y ln r, se prepara el siguiente cuadro:

Tiempo (días) DBO (mg/L) r = (yn – yn-1)/∆t ln r

2 11 5,5 1,7

4 18 3,5 1,25

6 22 2 0,69

8 24 1 0

10 26 1 0


▪ 284

Figura E9.1 Cálculo de k1 utilizando el método logarítmico Fuente: elaboración propia.

De la figura E9.1 se obtiene el valor de k1 = 0,233 d-1 (base e) = pendiente de la recta (ver ecuación en la figura E9.1)

Cuando t = 0 ⇒ ln(Lok1) = 2,128 ⇒ Lok1 = e 2,128 = 8,4 ⇒ Lo = 8,4/0,233 = 36 mg/L.

–v–

9.1.1.2 Método de Thomas1

Se le conoce también como el método gráfico para la determinación de k1, publicado por H. A. Thomas (1950). Se fundamenta partiendo de la similitud entre las ecuaciones (9.4) y (9.5) que se presentan a continuación:

1 12 6 24

11

1 1

2

1

3

− = − +( )

−( )

+ …

−e k tk t k t k tk t (9.4)

k tk t

k tk t k t k t

11

3

11 1

2

1

3

16

12 6 24

+

= − +( )

−( )

+ …

− (9.5)

En consecuencia la ecuación (9.5) puede escribirse:

y L k tk t

o= +( )

−

11

3

16

(9.6)

1 Tomado de la referencia 3.

ln r


▪ 285

La ecuación (9.6), después de algunos manipuleos matemáticos para lineali-zarla, puede representarse como una recta de la forma y = a + bx, convirtiéndose en:

ty

k Lk

Lto

o

= +

−13

1

13 1

23

136

( ) (9.7)

Se puede concluir entonces que si se tienen varios registros de DBO (y), medidos en diferentes días, en un gráfico de (t/y)1/3 vs. t, el valor de k1 se obtiene de la siguiente manera:

ak L

Lk a

o

o= ⇒ =1 1

1

13 1

3( )

(9.8)

bk

L

k k ak b

ao

= = ⇒ =1

23

13

1

23

1

13

16

66

*

(9.9)

Donde, a es el intercepto y b la pendiente de la curva linealizada.

Ejercicio 9.2 Cálculo de la constante k1 utilizando el método de Thomas

• Calcular la constante k1 por el método de Thomas si los datos de DBO son los mismos del ejercicio 9.1.

Solución:

Para solucionar el ejercicio se prepara el siguiente cuadro calculando el valor de (t/y)1/3 para cada tiempo.

Tiempo (d) DBO(mg/L) (t/y)1/3

0 0

2 11 0,566

4 18 0,606

6 22 0,648

8 24 0,693

10 26 0,727


▪ 286

Figura E9.2 Método de Thomas para el cálculo de k1


La pendiente de la curva b = 0,02 y el intercepto es a = 0,525. Con los anteriores valores:

k b

ak1 1

16 60 020 525

0 229 0 229= = = =⇒ −*,,

, , d

L

k ao = = =1 1

0 229 0 52530 2

13 3* , * ( , )

, mg/L

–v–

Comparando los resultados de los ejercicios 9.1 y 9.2, se aconseja seleccio-nar el método que reporte el coeficiente de correlación más alto, que para los ejercicios resueltos es el método de Thomas (R2 = 0,998).

Como referencia puede citarse que en el estudio de modelación del río Cauca, realizado por la Universidad del Valle (referencia 5), se reportaron valores ob-tenidos experimentalmente para k1 variando entre 0,02 d-1 hasta 5,45 d-1 en un tramo de aproximadamente 420 km. En dicho estudio, los valores más altos de k1 se obtuvieron en los sitios donde el río recibe el mayor aporte de contaminación debido a las descargas de aguas residuales de la ciudad de Cali.

9.1.2 Constante de desoxigenación en la corriente receptora (kd)

Las pruebas de DBO para calcular la constante de desoxigenación se efectúan en el laboratorio. Este hecho hace que el valor obtenido no sea representativo de lo que está sucediendo en la corriente. En la corriente existen fenómenos como la turbulencia, la bioadsorción de la materia orgánica a los organismos de fondo, la rugosidad, que favorecen la remoción o desaparición de la materia orgánica.

0,8

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

0

y = 0,020x + 0,525 R2 = 0,998

(t/y

)1/3


▪ 287

En vista de lo anterior, varios autores han realizado intentos para corregir el valor de k1 calculada con base en datos de laboratorio y así obtener el valor real de la constante en el sitio, kd.

9.1.2.1 Método de Bosko

La determinación de la constante de desoxigenación de la corriente receptora kd ha sido propuesta por varios métodos. Bosko (1966)2 desarrolló una relación entre k1 y kd que viene dada por:

kd = k1 + n (v/h) (9.10)

Donde:

kd : Tasa de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO en la corriente receptora, base e (d-1).

k1 : Tasa de desoxigenación determinada en el laboratorio, base e (d-1)

v : Velocidad de la corriente (m/s)

h : Profundidad de la corriente (m)

n : Coeficiente de actividad del lecho de la corriente

El término n (v/h) refleja la importancia de los organismos en el lecho de la corriente y que utilizan la DBO. El coeficiente n es tomado como función de la pendiente de la corriente siendo algunos valores típicos los indicados en la tabla 9.1.

Tabla 9.1 Valores del coeficiente de actividad de acuerdo con la pendiente de la corriente receptora según Bosko2

Pendiente (m/100 m) n0,05 0,10

0,10 0,15

0,20 0,25

0,50 0,40

1,00 0,60

9.1.2.2 Expresiones predictivas para calcular kd

Basal2 (1975) intentó correlacionar kd con el número de Reynolds y el número de Froude. Este trabajo fue cuestionado por Novotny and Krenkel2 (1975) quienes demostraron la poca aplicabilidad del método.

2 Tomado de la referencia 3


▪ 288

En los intentos de relacionar kd con las características hidráulicas lo más común es correlacionarla con el caudal, el radio hidráulico o con la profundidad media. Wright and McDonnell3 (1979) realizaron un trabajo en el cual derivaron la siguiente expresión.

kd = (10,3)*Q-0,49 (9.11)

Donde, Q está expresado en pies3/s.

La fórmula anterior sólo era válida para caudales entre 10 y 800 pies3/s. Para caudales mayores de 800 pies3/s la constante kd no es función del caudal y para caudales menores de 10 pies3/s la constante kd está en el rango entre 2,5 y 3,5 d-1.

kd también ha sido expresada en términos de la profundidad media (Hydroscience3, 1971; Medina, 1979), (Grenney and Kraszewki3, 1981). Sin embargo, todos los estudios realizados para relacionar kd con los parámetros hidráulicos son correlaciones hechas para ríos, regiones o países específicos. Si el lector desea utilizar dichas ecuaciones deberá hacerlo con cuidado, de lo contrario debe desarrollar las relaciones para la corriente o región que está estudiando.

9.1.3 Constante de remoción efectiva de DBO en el cuerpo de agua (kR)

Como se mencionó anteriormente, en algunos cuerpos de agua puede existir diferencia entre la tasa de desoxigenación (kd) y la tasa global de remoción de DBO (kR). Entre los factores que contribuyen a estas diferencias están:

• Sedimentación y floculación. La materia orgánica puede sedimentarse lo cual disminuye la DBO suspendida. Además, en todo cuerpo de agua existe una floculación natural que permite que partículas orgánicas pequeñas choquen, se agrupen, aumenten de peso y luego sedimenten.

• Resuspensión. La materia orgánica sedimentada puede ser resuspendida por las altas velocidades y turbulencias del agua y al aumentar la concentración de DBO en la columna de agua.

• Volatilización y reacción. Algunos compuestos orgánicos pueden reaccionar en el fondo, formar gases y ascender en la columna de agua. Por ejemplo, en H2S y el CH4 que se forman en la descomposición anaeróbica de la materia orgánica.

• Mezcla. La turbulencia del agua hace que se presente mezcla en el sistema aumentándose de esta forma la tasa de desoxigenación.

A manera de ilustración, la tabla 9.2 presenta la comparación entre kd y kR

para varios ríos.3 Tomado de la referencia 3.


▪ 289

Tabla 9.2 Comparación entre kd y kR en algunos ríos*

Río Caudal (m3/s) T °C DBO5 (mg/L) kd (1/d) kR (1/d)

Elk, USA 0,15 12 52 3,00 3,00

Hudson 17,6 22 13 0,15 1,70

Wabash 79,4 25 14 0,30 0,75

Medellín 21,0 22 70 0,50 1,30

* Estos valores son para un tramo específico


La constante kR debe ser mayor que kd como se puede apreciar en la tabla anterior. kR puede ser determinada directamente a partir de mediciones de DBO en el sitio y realizando balances de masa. Algunos aspectos de este método son:

• Las tasas de remoción calculadas pueden acercarse a kR o kd. Si se filtran las muestras de DBO y se asume que la fracción sedimentable no representa una demanda de oxígeno importante, la tasa calculada será kd. Si se trabaja con DBO total se obtiene kR.

• Este método es limitado a casos donde existen suficientes datos que permitan realizar los balances de masa.

• El método es aplicable a una situación algo ideal donde existe una sola descarga puntual o uniformemente distribuida y las ecuaciones del ba-lance de masa pueden ser resueltas analíticamente para kR o kd. En casos donde sea necesario simplificar las ecuaciones, el método puede no ser confiable.

Para medir la constante kR se recomienda hacerlo en el sitio; el valor obtenido es más confiable que medir la constante en el laboratorio. Para determinar la kR en un tramo de una corriente, lo más práctico es localizar el tramo entre dos sitios entre los cuales la geometría de la corriente y las condiciones de caudal sean relativamente constantes y, además, no ocurra un aporte de DBO significativo; implica que debe existir descomposición de materia orgánica en el tramo para que la DBO aguas arriba sea mayor que aguas abajo. En los dos sitios se mide caudal, velocidad media y la DBO5. Los ejercicios 9.3 y 9.4 ilustran el cálculo de la constante kR.


▪ 290

Ejercicio 9.3 Cálculo de la constante kR utilizando concentraciones4

• Según los datos históricos del río Medellín (Antioquia, Colombia) para las estaciones Puente Machado o Fontidueño y Puente Hatillo son válidos los siguientes datos en condiciones promedio de verano:

Estación km Q (m3/s) Velocidad (m/s) DBO5 (mg/L)

Machado 38,6 18 1 90,73

Hatillo 63,24 20 0,68 22,58

Solución:Partiendo de la ecuación:

L x L eo

k xuR

( ) =−

**

(9.12)

Nota: La ecuación (9.12) se deduce en el capítulo 10.

Aplicando la ecuación anterior a los dos sitios de muestreo se cumple:

LL

L e

L ek

L L

t tk v

LLo

k t

ok t R R

R

R

1

2

1 2

2 1

1

21

2= ⇒ =

( )− ( )−

⇒ =−

−

*

*

ln ln*

*

ln

xx x2 1−

La velocidad v puede ser asumida como el promedio de las velocidades en los dos puntos.

v =+

=0 68 1

20 84

,, m/s

Por lo tanto, en valor de kR será:

kR = = −0 84 86400 4 09 1, * ,m/sln 90,73

22,5863240 m – 38600 m

s/d d

–v–

Existen situaciones en las cuales las variaciones de velocidad del agua a lo largo del tramo en estudio y los efectos de la dilución tienen que tomarse en cuenta. En estos casos, por motivos prácticos, se aconseja reemplazar las concentraciones por carga. El ejercicio 9.4 ilustra esta recomendación.

4 Método presentado en la referencia 7.


▪ 291

Ejercicio 9.4 Cálculo de la constante kR utilizando cargas contaminantes

• Empleando los datos del ejercicio 9.3, determinar la constante kR empleando cargas contaminantes en lugar de concentraciones.

Solución: Sustituyendo en la ecuación para kR presentada en el ejercicio 9.3, las cargas

por las concentraciones se obtienen:

k v

Q LQ Lx x

kR R=−

⇒ =

lnm/s

ln

63.240 m

1 1

2 2

2 1

0 84

18 90 7320 22 58

**

,

* ,* ,−−

= −

38.600 ms/d d* . ,86 400 3 75 1

Comparando el valor obtenido para kR con el valor calculado en el ejercicio anterior, la diferencia no es apreciable y se deja a criterio del investigador quien con base en su experiencia decidirá que método emplear.

También es importante anotar que el valor de kR obtenido considera la tasa total o global de desaparición de la DBO, es decir, incluyendo principalmente la materia orgánica que se sedimenta y la que oxida los microorganismos.

–v–

En general, si no es posible medir la constante kR con datos de campo, hay autores que consideran la siguiente ecuación para determinar su valor:

kR = kd + ks (9.13)

Donde, ks es la constante de sedimentación de la materia orgánica y puede calcularse con la ecuación (9.14).

kvhss= (9.14)

En la ecuación anterior vs es la velocidad de sedimentación de la materia orgánica y h es la profundidad media del agua.

9.1.4 Comentarios generales acerca de k1, kd y kR

En la actualidad no existe una teoría unificada o universal para el cálculo de k1, kd y kR; es más, hay varios cuestionamientos acerca de la teoría que establece que la DBO sigue una reacción química de primer orden. También, en la mayoría de los casos, la literatura no especifica en qué condiciones se han medido las constantes o se las confunde. Esto hace que en muchas situaciones no esté claro si se está trabajando con una constante medida en el laboratorio, la del sitio o la global.


▪ 292

El lector debe tener en cuenta que los laboratorios reportan o realizan los análisis de DBO a 20 oC, por lo tanto, es necesario hacer las correcciones para expresar la constante de desoxigenación a la temperatura ambiente, general-mente, usando la expresión de Arrhenius (numeral 8.1.3).

Por último, se quiere hacer notar que una de las aplicaciones más directas que tiene la evaluación de la tasa de descomposición de la materia orgánica es cuando se emplea en estudios de modelación de la calidad del agua; en estos casos, se usa para calibrar el modelo, para hacer predicciones, etc.

9.2 CONSTANTE DE NITRIFICACIÓN

La expresión que tradicionalmente se ha utilizado para simular el proceso de nitrificación o sea la oxidación de las formas reducidas de nitrógeno es una reacción de primer orden:

d Ldt

k LNN N

( )*= (9.15)

Donde:

kN: tasa global de nitrificación d-1

LN: nitrógeno oxidable total (DBON en mg/L)

Según se estableció en el capítulo 8, el nitrógeno oxidable (DBON) total inicial se puede conocer determinando el NTK y multiplicando por 4,57 que son los gramos de oxígeno que se necesitan para oxidar cada gramo de nitrógeno amoniacal. En la práctica se debe multiplicar del NTK por 4,2 para obtener la DBON tal como se explicó en el capítulo mencionado.

También es necesario comentar que debido a que la tasa de oxidación del nitrógeno amoniacal es típicamente más baja que la tasa de oxidación de nitritos a nitratos, por lo tanto, se puede considerar que la tasa de oxidación del nitrógeno amoniacal controla la tasa global de la nitrificación. En aguas naturales, kN varía normalmente entre 0,1 y 0,5 d-1 en aguas profundas y para aguas poco profundas se han reportado valores por encima de 1 d-1. Como referencia puede citarse que en el estudio de modelación del río Cauca realizado por la Universidad del Valle (referencia 5), se reportaron valores obtenidos experimentalmente para kN variando entre 0,38 d-1 hasta 3,24 d-1 en un tramo de estudio de aproxima-damente 420 km. Al igual que para la constante k1, los valores más altos de kN se obtuvieron en los sitios donde el río recibe el mayor aporte de contaminación debido a las descargas de aguas residuales de la ciudad de Cali.


▪ 293

9.2.1 Métodos para calcular kN

Una vez se tiene calculada la DBON inicial (LoN), para determinar la kN se pueden

aplicar los mismos métodos utilizados para calcular kd.

Al igual que sucede con kd, para la constante kN también hay discrepancias en cuanto al orden y forma matemática de las reacciones que intervienen en el proceso de nitrificación. Sin embargo, la reacción de primer orden es la forma más aceptada debido a su simplicidad y facilidad de entendimiento.

9.2.1.1 Método de Courchaine5

El método desarrollado por Courchaine (1980) para calcular kN es similar al utilizado para calcular kR (numeral 9.1.3). En este método se gráfica la DBO nitrogenada en una escala logarítmica contra la distancia. La constante kN de determina a partir de la pendiente de la recta y la velocidad de la corriente.

9.2.1.2 Método de Cibulka5

Este investigador partió del método descrito por Nemerow (1974) para determi-nar kN. En este método se hacen los respectivos análisis de DBO inhibiendo las bacterias del nitrógeno por medio de 2-cloro; 6 triclorometil piridina. La curva de la DBO inhibida es restada luego de la DBO sin inhibir, lo cual produce una curva a partir de la cual se puede calcular la constante kN.

El autor recomienda como mejor método para determinar la constante de nitrificación, el utilizar inhibidores. En el siguiente ejercicio se ilustra claramente la utilización de este método.

Ejercicio 9.5 Cálculo de la constante kN6

• Dados los siguientes resultados de una muestra de agua a 20 oC, deter-minar a) la constante de nitrificación (kN) y b) la constante a 25 oC usando θ = 1,08.

t (d) 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 16 18 20 25 30 40

DBO (mg/L) 0 10 18 23 26 29 31 32 33 46 56 63 69 74 77 82 85 87 89 90 90

Solución: 1. Curva de DBO total

Con el propósito de analizar el comportamiento de los datos, se elabora la curva de DBO contra tiempo que se muestra en la figura E9.5(1).

5 Tomado de la referencia 3.6 Ejercicio 3.18 propuesto en el libro de Metcalf and Eddy, referencia 6.


▪ 294

Figura E9.5(1) Comportamiento de la DBO en el tiempo Fuente: elaboración propia

De la figura E9.5(1) y los datos suministrados puede apreciarse que a partir del día 8 se inicia o empieza a aparecer la DBO nitrogenada. Significa que los datos corresponden a un ensayo en el cual se utilizó un inhibidor.

2. Cálculo de la DBO carbonácea y la DBO nitrogenada

Para determinar tanto la DBOC como la DBON, se prepara el siguiente cuadro:

kN

t (d)t (d) para Nitrógeno

DBO (mg/L)

DBOC (mg/L)

DBON (mg/L)

r ln(r)

(1) (2) (3) (4) (5) (6) (7)

0 0 0 0

1 10 10 0

2 18 18 0

3 23 23 0

4 26 26 0

5 29 29 0

6 31 31 0

7 32 32 0

8 0 33 33 0 13 2,564949

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42

DB

O t

otal

(m

g/L

)


▪ 295

kN

t (d)t (d) para Nitrógeno

DBO (mg/L)

DBOC (mg/L)

DBON (mg/L)

r ln(r)

(1) (2) (3) (4) (5) (6) (7)

9 1 46 33 13 10 2,302585

10 2 56 33 23 7 1,94591

11 3 63 33 30 6 1,791759

12 4 69 33 36 5 1,609438

13 5 74 33 41 3 1,098612

14 6 77 33 44 2,5 0,916291

16 8 82 33 49 1,5 0,405465

18 10 85 33 52 1 0

20 12 87 33 54 0,4 -0,91629

25 17 89 33 56 0,2 -1,60944

30 22 90 33 57 0

40 32 90 33 57

i) Las columnas (1) y (3) reproducen los datos de la muestra de agua.

ii) La columna (2) corresponde al tiempo en el cual se ejerce la DBON. Como se estableció en el paso anterior que la DBON se inicia en el día 8, los tiempos para la nitrificación se calculan restando 8 a los valores de la columna (1).

iii) En la columna (4) se determina la DBOC. Como puede observarse en la figura E9.5(1), la DBOC empieza a ejercerse desde el día 0 hasta el día 8; de ahí en adelante su valor permanece constante e igual a la del día 8.

iv) La columna (5) presenta los datos de la DBON. Esta columna se calcula como la diferencia entre la DBO total (columna 3) y la DBO carbonácea (columna 4).

3. Cálculo de la constante kN

Una vez se conoce el comportamiento de la DBON se aplica cualquiera de los métodos para calcular k1, por ejemplo, los nombrados en el numeral 9.1.1. En este caso se seleccionó el método logarítmico.


▪ 296

Modelo de cálculo:

Para t1 = 0, la DBON es 0 y para t2 = 1, la DBON es 13 mg/L, entonces:

r = (13-0)/(1-0) ⇒ r = 13 y ln(13) = 2,564949

Las columnas (6) y (7) contienen los datos para r y ln(r) respectivamente calculados de forma similar a lo mostrado en el modelo de cálculo.

Con los datos de las columnas (2) y (7), se construye la curva de la figura E9.5(2).

De la figura E9.5(2) se obtiene el valor de kN = 0,256 d-1 (base e) igual a la pendiente de la recta (ver ecuación en la figura E9.5(2)).

Para t = 0 ⇒ ln(LoN * kN) = 2,503 ⇒ Lo

N * kN = e 2,503 = 12,22 ⇒ LoN =

12,22/0,256 = 47,7 mg/L

A 25 oC, kN tiene el siguiente valor:

k T k e k d do

TN C( ) * , * , ,( )

@( )= ⇒ = =−

°− − −

220

201 25 20 10 256 1 08 0 376θ

Figura E9.5(2) Gráfica para calcular kN


–v–

9.2.2 Factores ambientales que afectan la nitrificación

Entre los factores ambientales que afectan la nitrificación están la temperatura, pH, sólidos suspendidos, oxígeno disuelto, los parámetros hidráulicos y los depósitos bénticos.

3

2,5

2

1,5

1

0,5

0

–0,5

–1

–1,5

–2

–2,5

y = –0,256x + 0,503 R2 = 0,987

Gráfica para KN

0 5 10 15 20

Tiempo (días)

DB

ON

(m

g/L

)


▪ 297

Engel y Alexander (1958)7encontraron que la nitrificación era de un 95% con respecto al máximo en un rango de pH comprendido entre 7,0 y 9,0. Fuera de este rango la tasa de nitrificación decrece rápidamente.

En cuanto a la temperatura, la mayoría de los investigadores han encontrado que entre 10 oC y 30 oC el efecto de la temperatura en la constante kN puede corregirse utilizando la ecuación de Arrhenius (ecuación 8.21). Se considera que para temperaturas por debajo de 10 oC se inhibe el proceso de nitrificación.

Se ha comprobado que la concentración de sólidos suspendidos en las aguas superficiales tiene un efecto estimulante en la tasa de nitrificación.

9.2.3 Comentarios generales acerca de kN

Es muy importante que se investigue en el sitio la presencia de las bacterias nitrificantes. Concentraciones bajas de bacterias nitrificantes, del orden de algunos cientos por mililitro, indican que la nitrificación es poco importante, mientras que concentraciones de millones de bacterias nitrificantes por mililitro implica que la nitrificación es significativa.

9.3 CONSTANTE DE REAIREACIÓN

La transferencia del oxígeno de la atmósfera al agua es un ejemplo del intercambio que existe entre dos sustancias químicas a través de la interface gas-agua. El flujo de oxígeno a través del área de contacto se explicó en el capítulo 8 y quedó expresado por la ecuación:

∀ =−dC

dtD A

C CxLs( )

(9.16)

Donde, C es la concentración de oxígeno disuelto; ∀ es volumen; A es el área de la superficie de contacto entre el agua y la atmósfera; y DL es el coeficiente de difusión molecular (m2/d).

Reagrupando la ecuación (9.16), se llega a la expresión:

∀ = −dCdt

K AC CL s* ( ) (9.17)

Donde, KL es la velocidad a la cual pasa el oxígeno de la atmósfera al agua:

KDxLL= (9.18)



▪ 298

Introduciendo la constante ka se tiene:

ka= KL /H (9.19)

Donde, H es la profundidad media (más apropiadamente, la relación entre el área y el volumen). Es importante anotar que al coeficiente ka algunos autores lo denotan también como k 2.

Finalmente, la ecuación de transferencia de oxígeno del aire al agua es:

dCdt

k C Ca s= −( ) (9.20)

La constante de reaireación en las aguas naturales depende de:• Turbulencia y las condiciones de mezcla internas en el cuerpo de agua• Temperatura• Velocidad del viento• La presencia de rápidos, caídas, etc.

En la literatura existen muchas expresiones para calcular el coeficiente ka (referencia 3). Casi todos los investigadores que han trabajado en este campo han desarrollado expresiones para corrientes, embalses o estuarios en función de la profundidad y la velocidad del agua.

9.3.1 Reaireación en ríos y corrientes8

Se consideran ríos y corrientes aquellos en los cuales el transporte advectivo gobierna el movimiento del agua. Entre las expresiones más usadas para deter-minar el valor de ka en este tipo de cuerpos de agua se tienen:

O´Connor y Dobbins. Estos autores suponen que la velocidad de transferencia de oxígeno al agua es función de la relación entre la velocidad (u) de la corriente y la profundidad (H), por lo tanto:

k uHDL L= (9.21)

La relación anterior se puede expresar en función de la constante de re-aireación mediante la siguiente ecuación:

kkHD uHa

LL=

0 5

1 5

,

, (9.22)

El coeficiente de difusión molecular del O2 en aguas naturales es aproxima-damente 2,09*10-5 cm2 s -1, por lo tanto, la formula de O´Connor y Dobbins se puede expresar en unidades métricas como:



▪ 299

k uHa = 3 93

0 5

1 5,

,

, (9.23)

Donde las unidades son: ka (d-1), u (m/s), H (m)

Churchill. Churchill et al. (1962), utilizó una expresión más empírica que la usada por OĆonnor y Dobbins. Estos investigadores realizaron varios análisis de regresión en los cuales investigaron la correlación entre el fenómeno de la reaireación, la profundidad y velocidad en diversos tramos del río Tennessee (Estados Unidos). La ecuación propuesta por estos autores es:

k uHa = 5 026

1 67,

, (9.24)

Las unidades son las mismas de la ecuación (9.23).

Owens y Gibbs. Owens et al. (1964) también utilizaron una relación empírica y combinaron sus resultados con los obtenidos en el río Tennessee. La fórmula que obtuvieron fue la siguiente:

k uHa = 5 32

0 67

1 85,

,

, (9.25)

Las unidades son las mismas de la ecuación (9.23).

Comparación entre fórmulas. Tal como se resume en la tabla 9.3, las fórmulas de OĆonnor y Dobbins, Churchill y Owens y Gibbs fueron desarrolladas para diferentes tipos de corrientes. Covar (1976) encontró que las fórmulas se podían usar conjuntamente para predecir la reaireación por rangos de profundidad y combinaciones de velocidad. De acuerdo con la figura 9.1, la ecuación de OĆonnor y Dobbins tiene mayor aplicación para corrientes de profundidades moderadas a profundas y con velocidades de moderadas a bajas. La expresión de Churchill es aplicable a profundidades similares pero corrientes más rápidas. Finalmente, la fórmula de Owens y Gibbs se emplea para corrientes de baja profundidad.

Tabla 9.3 Rangos de profundidad y velocidad para aplicar las expresiones de OĆonnor y Dobbins, Churchill y Owens y Gibbs en la determinación

de la reaireación9

Parámetro OĆonnor y Dobbins Churchill Owens y Gibbs

Profundidad (m) 0,3 - 9,14 0,61 - 3,35 0,12 - 0,73

Velocidad (m/s) 0,15 - 0,49 0,55 - 1,52 0,03 - 0,55

9 CHAPRA STEVEN. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Engineering/Math,1997.


▪ 300

Figura 9.1 Tasa de reaireación ka (d-1) en función de la velocidad y la profundidad (Reproducida de la referencia 3)

Fuente: Chapra Steven. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Engineering/Math,1997

Otras fórmulas. Existen otras fórmulas además de las expuestas aquí para determinar la reaireación. La referencia 3 recopila una extensa variedad de fórmulas, anotando sus ventajas y desventajas.

9.3.2 Reaireación en ambientes acuáticos lénticos10

Para cuerpos de agua lénticos como embalses, lagos, estuarios, el viento es el principal causante de la aireación, por eso, el coeficiente de reaireación en estos cuerpos de agua es función de la velocidad del viento medida a 10 m sobre la superficie del terreno.

9.3.2.1 Lagos y embalses

El coeficiente de transferencia de oxígeno en este tipo de cuerpos de agua se puede calcular utilizando varias fórmulas en función de la velocidad del viento. Broecker et al. (1978), propone la siguiente expresión

KL = 0,864 uw (9.26)

Donde, KL es el coeficiente de transferencia de oxígeno (m/d) y uw es la velocidad del viento medida a 10 m sobre la superficie del terreno.


0.05

OwensGibbs

0.10.2

0.5

1

25102050100

10

1

0.1

0.1 1

Dep

th (

m)

Velocity (mps)

Chu

rch

ill


▪ 301

Otros autores han intentado caracterizar los diferentes regímenes turbulentos que se presentan en la superficie de contacto aire-agua cuando aumenta la velocidad del viento. Banks (1975), Banks y Herrera (1977) proponen la siguiente ecuación:

KL = 0,728 uw0,5 – 0,317uw + 0,03uw

2 (9.27)

Como se puede observar, a velocidades del viento altas, predomina el término de segundo orden en la anterior relación.

Hasta ahora se han presentado dos expresiones para calcular la transferencia de oxígeno en embalses y lagos. Sin embargo, de forma similar a lo que sucede en ríos y corriente, existen otras ecuaciones que el lector puede consultar en la referencia 3.

9.3.2.2 Estuarios

En los estuarios la transferencia de oxígeno puede ser generada tanto por la acción del viento como por el transporte advectivo. En estos casos, los expertos recomiendan combinar ambos efectos.

Por ejemplo, si se consideran los efectos del transporte advectivo utilizando la ecuación de O´Connor y Dobbins y efectos de la velocidad del viento empleando la ecuación de Banks y Herrera (ecuación 9.27), la reaireación estará determinada por la relación:

ku

H

u u uHa

o w w w= ++ +

3 930 728 0 317 0 0372

32

0 5 2

,, , ,,

(9.28)

9.3.3 Comentarios finales acerca de ka

Los siguientes comentarios son aplicables a la constante ka en los diferentes cuerpos de agua.

• Como es evidente, en todos los casos presentados (lagos, ríos, estuarios, etc.) las ecuaciones propuestas por los diferentes autores dan un amplio de rango de resultados para la tasa de reaireación. Por lo tanto, es aconsejable que para obtener un valor real que represente el fenómeno de la reaireación en el sitio que se está estudiando, se deben hacer mediciones de campo y laboratorio para chequear la validez de la ecuación seleccionada. Es decir, en conclusión, todas las expresiones presentadas deben ser vistas como empíricas; los investigadores simplemente presentan sus hipótesis y validan sus resultados en el laboratorio.

• Es importante notar, que para algunas ecuaciones, ka tiende a cero a medida que se incrementa la profundidad. Este hecho implica aparentemente que la


▪ 302

reaireación no ocurre o es despreciable en cuerpos de agua profundos. Sin embargo, de acuerdo con la definición del coeficiente de reaireación esto sería contrario a lo que sugiere la teoría (ka depende del área de contacto y el déficit de OD). Hydroscience (1971) sugiere un valor mínimo para el coeficiente de transferencia de oxígeno de:

(KL )min ≈ 0,6 – 1 m/d. Por lo tanto: (ka )min ≈ (KL)min(A / ∀) (9.29)

• Cuando se estudia el fenómeno de la reaireación en embalses y lagos es importante tener en cuenta que la transferencia de oxígeno de la atmósfera al agua solamente es significativa en la capa de agua superficial, luego el oxígeno disuelto llega a las capas más bajas por dispersión, difusión o advección.

• El método más preciso y mejor para calcular la reaireación es utilizar los trazadores radioactivos. Por ejemplo, la técnica de los tres trazadores: krip-tonita-85, tritium y un tiente fluorecente. Este método fue desarrollado por Tsivoglou(1976) y puede consultarse en la referencia 3.

• La fórmula de O´Connor and Dobbins es la que mejores resultados ha repor-tado en la mayoría de los ríos y corrientes. Si la corriente es un cauce natural sin intervención del hombre y de agua de buena calidad, se recomienda utilizar la fórmula de Churchill.

Ejercicio 9.6 Cálculo de la tasa de aeración ka

• Calcular la tasa de aeración para un sistema en el cual la concentración de oxígeno aumentó de la siguiente forma:

Tiempo de aeración (min) 0 10 20 30 40 50 60

OD (mg/L) 0 1,5 3 4,7 5,8 6,3 6,9

Solución:

Se parte de la ecuación (9.20) la cual establece que:

dCdt

k C C dCC C

k dt C C k ta ss

a s a= −( )⇒−

= = − =∫ ∫ ln( )

a) Las condiciones iniciales equivalen a Cs – Co. Si se supone que la con-centración de saturación es 8 mg/L, entonces, Cs - Co = 8 – 0 = 8 mg/L

b) El valor de Cs – Ct (ver ecuación anterior) será igual a Cs menos cada una de las concentraciones medidas 0,0 … 6,9 mg/L. Calculando la relación (Cs – Ct)/(Cs – Co) se tienen los siguientes valores:


▪ 303

t (min) 0 10 20 30 40 50 60

(Cs – Ct)/(Cs – Co) 1,000 0,813 0,625 0,413 0,275 0,213 0,138

Graficando [(Cs – Ct)/(Cs – Co)] contra tiempo en escala logarítmica se obtiene la gráfica que se presenta en la figura E9.6. La pendiente de la recta será la tasa de aeración.

Con la ecuación de regresión se calcula el valor de ka de la siguiente manera:

y = 1,0106 e-0,034*X = ln (y) = –0,034 * x + ln (1,0106).

La pendiente de la curva representa el valor de ka. De la ecuación anterior, se obtiene:

ka = 0,034 min-1

Figura E9.6 Cálculo de la tasa de aeración, ka


–v–

9.4 FOTOSÍNTESIS - RESPIRACIÓN (F - R)

9.4.1 Generalidades

La fotosíntesis y la respiración de las plantas pueden adicionar o consumir cantidades significativas de oxígeno en las aguas naturales. La mayoría de los investigadores asumen que la tasa de fotosíntesis es directamente proporcional a la intensidad de la luz y proponen la siguiente expresión para determinarla:

P(t) a I(t) (9.30)

0 10 20

30 40 50 60 70

10,000

1,000

0,100

(Cs

– C

)/(C

s –

Co)

Tiempo (min.)

y = 1,106e –0,034x

R2 = 0,991


▪ 304

Donde, I(t) es la intensidad de la luz disponible (Langleys d-1).

Uno de los aspectos importantes de la relación anterior, es la variación de la intensidad de la luz durante el día. Si se asume que la variación de la tasa de fotosíntesis durante el día tiene una forma sinusoidal, la fotosíntesis se puede representar por la siguiente ecuación (figura 9.2).

P (t) = Pm seno [w(t-tr)] para tr < t < ts (9.31)

P (t) = 0 para los demás valores

Donde:

Pm: tasa máxima de fotosíntesis (g/m-3/d)

w: frecuencia angular (w = π/f * Tp)

tr: hora de salida del sol (d)

ts: hora de ocultarse el sol (d)

f : fracción del día con horas de brillo solar (fotoperíodo)

Tp: período diario (1 d, 24 hr, etc. dependiendo de las unidades)

P(t)

P

Pa

tr

Pm

f*Tp

ts Tp tT

Figura 9.2 Variación de la fotosíntesis durante el día asumiendo un comportamiento simuisoidal (Reproducida de la referencia 2).


Nótese que el fotoperiodo está determinado por:

ft tTs r

p

=−

(9.32)


▪ 305

Además del valor máximo, también se debe determinar el valor promedio de la fotosíntesis durante el día y durante el período que hay brillo solar. Para esto se integra la ecuación (9.31) así:

Promedio diario:

PP seno t t dt

TP fo

T

m r

pm

p

=−

=

∫ ω

π

( 2 (9.33)

Promedio durante el período de luz solar:

PP seno t t dt

fTPa

o

T

m r

pm

p

=−

=

∫ ω

π

( 2 (9.34)

En general, el valor la tasa promedio diaria de fotosíntesis varía en un rango entre 0,3 y 3 g m 3 d-1 para corrientes de una moderada productividad. En siste-mas acuáticos altamente productivos el rango puede estar entre 3 y 20 g m-3 d-1.

Ahora que el lector entiende el significado de la fotosíntesis-respiración, el siguiente método muestra cómo evaluar estos dos parámetros en el sitio.

9.4.2 Técnica de las botellas claras y oscuras

En este método se miden conjuntamente las tasas de producción de oxígeno por fotosíntesis y de consumo por la respiración de las plantas. El método usa la idea de que exponiendo las plantas acuáticas a la luz natural y midiendo el cambio (incremento) de OD se puede estimar la producción total de OD menos el OD utilizado en la respiración. Manteniendo una botella con la muestra de agua en un ambiente “oscuro” se puede estimar el OD total consumido durante la res-piración, dado que el proceso de fotosíntesis se encuentra inhibido. Realmente, el OD medido de esta manera incluye el utilizado por las plantas y el consumido por las bacterias, por lo tanto, se deben hacer correcciones para determinar solamente el OD usado por las plantas (ver ecuación 9.36). La suma de las tasas medidas con las botellas clara y oscura será la producción total de OD.

Para determinar las tasas de producción de OD por fotosíntesis y de consumo por respiración, se introducen en la corriente a la profundidad media de la zona fótica dos botellas una clara y otra oscura (no debe permitir el paso de la luz). Para ambas muestras se estima el OD inicial (t = 0 y ODo) y se dejan encubando en la corriente durante un tiempo. Luego, se retiran las botellas y se determina nuevamente el oxígeno disuelto (ODt).

El cambio de OD de la botella clara será por lo tanto un estimativo de la producción neta de oxígeno dado que la variación del OD incorpora la producción total y la respiración.


▪ 306

POD OD

tP Rnet

t=−

= −( ) ( )0 (9.35)

Donde, P es la producción total de OD por fotosíntesis y R es el consumo total por respiración.

En la botella oscura se mide la pérdida total de OD debido a la respiración de las plantas y a la descomposición de la materia orgánica. Por lo tanto, el consumo de OD ejercido solamente por la respiración de las plantas se puede calcular por:

ROD OD

tk Ltd f=

−−

( ) ( )00 (9.36)

Donde, kd * Lof es el OD que se consume en la degradación de la materia orgánica y Lof es la DBO última filtrada.

La producción total de OD debido a la fotosíntesis durante la prueba es:

Pa = pnet + R (9.37)

Ejercicio 9.7 Cálculo de las tasas de aporte de oxígeno por fotosíntesis y consumo por respiración11

• En un lago X, se realizó un ensayo de botellas claras y oscuras durante un periodo de 10 horas iniciando a las 8 a. m., y los resultados fueron:

Concentraciones de OD (mg/L)

8 am 6 pm

Botella clara 8,0 14,0

Botella oscura 8,0 5,5

El sol salió a las 5:00 a. m., y se ocultó a las 7:00 p. m. La DBO filtrada del agua fue de 4 mg/L y la tasa de desoxigenación fue de 0,05 d-1. Usar estos datos para determinar la tasa promedio, la máxima de producción de oxígeno por fotosíntesis y la tasa de respiración.

Solución:

1. Obtención de la P y R durante el período de medición

Con base en los resultados la botella clara:

pnet = Pa – R = (14 – 8)/10 = 0,6 mg/L/hr = 14,4 mg/L/d

11 Ejercicio 24.2 propuesto en el libro Surface Water-Quality Modeling de Chapra, referencia 2.


▪ 307

De acuerdo con los resultados de la botella oscura, el consumo por respiración es:

R = 24 * (8 – 5,5)/10 – 0,05 * 4 = 5,8 mg/L/d

Por lo tanto, la producción total por fotosíntesis es:

Pa = pnet + R = 14,4 + 5,8 = 20,2 mg/L/d

2. Cálculo de la tasa máxima por fotosíntesis y la tasa promedio diaria

i) Tasa máxima (Pm)

Si se asume que la tasa de respiración (R) es constante durante el día y que el oxígeno disuelto producido por la fotosíntesis tiene un comportamiento sinusoidal durante el fotoperíodo f (de 5 a. m., a 7 p. m.), se tiene la figura E9.7:

P(mg/L/d) Pm

Pa

P

t1 t2

0

t

3

5 a. m. 8 a. m. 6 p.m. 7 p.m.

13 14 24

hr

Figura E9.7 Valores de las variables para determinar F y R Fuente: elaboración propia

Integrando la función sinusoidal entre t1 y t2 para encontrar el valor de Pm

P

P senfTt t dt

t tP P t t

fT ca

t

t

mp

r

m a

p

=

−

−⇒ = −

∫1

2

2 12 1

p

p( )

( )

oosfTt t cos

fTt t

pr

pr

p p( () )1 2−

− −

Para el presente caso:

ts = 14 hr

tr = 0 hr


▪ 308

t2 = 13 hr

t1 = 3 hr

Tp = 24 hr

f = 14/24

Reemplazando los anteriores datos se tiene:

P L dcos cos

m =

−

− −

− −20 2 10

1414

3 014

13 0

1 1, * *

* ( ) (

mg hr

hr

p

p p

= 27 77, /mgL d

Pm = 25,8 mg/L/d

ii) Tasa promedio diaria de producción de oxígeno por fotosíntesis

P = Pm * 2 * f/π = 27,8 mg/L/d * 2 * (14/24)/3,14) = 9,6 mg/L/d

–v–

Como referencia puede citarse que en el estudio de modelación del río Cauca realizado por la Universidad del Valle (referencia 5), se reportaron valores obte-nidos experimentalmente para la producción neta de oxígeno (pnet), que variaron entre 0,83 g/m2/d y 3,69 g/m2/d en un tramo de estudio de aproximadamente 420 km.

9.5 DISPERSIÓN – DIFUSIÓN

El propósito de esta sección es mostrar como el término dispersivo/difusivo se considera en la ecuación general del transporte de contaminantes. Para facilitar la presentación del material de este numeral se tienen en cuenta los conceptos planteados en el capítulo 8. En consecuencia, se hace la distinción entre el coeficiente de difusión para embalses, coeficiente de dispersión para ríos y corrientes y el coeficiente de dispersión/difusión para estuarios.

9.5.1 Coeficiente de difusión en embalses, lagos, etc.

En los cuerpos de agua lénticos puede existir transporte convectivo en cualquiera de las tres dimensiones. La difusión vertical es causada básicamente por la tem-peratura y la difusión molecular mientras que la difusión horizontal es originada principalmente por el efecto del viento. La difusión horizontal es considerada por muchos investigadores menos importante que la vertical, sin embargo, hay situaciones en que es necesario tenerla en cuenta, por ejemplo, en embalses profundos, angostos y largos. La difusión lateral en cuerpos de agua abiertos es prácticamente ignorada por la mayoría de los autores y en la literatura revisada


▪ 309

no se encuentran referencias que la citen. La referencia 3 trabaja el tema de la difusión en cuerpos de agua abiertos con mayor profundidad y se recomienda su revisión al lector que quiera profundizar en el tema.

Como se anotó en el capítulo 8, la difusión puede ser molecular o turbulenta. Aunque ambos fenómenos son importantes en la calidad del agua de un embalse o lago, existen dos diferencias básicas que las caracterizan.

La difusión turbulenta generalmente es más alta que la molecular debido a que el efecto del viento produce una mezcla más alta que la que se genera con el movimiento browniano de las moléculas. Como se puede apreciar en la figura 9.3, los coeficientes de difusión turbulenta tienen valores mucho más altos que los de la difusión molecular.

A diferencia de la difusión molecular (depende de las características de la molécula), la difusión turbulenta depende de la escala a la cual se esté analizando el problema. Por ejemplo, cuando un contaminante se descarga rápidamente en un área pequeña (descarga accidental), el coeficiente de difusión será mayor que si se estuviera descargando en un área de mayor tamaño.

10-

DIF

MO

10

USIÓN

LECULAR

10 10

cm

10 10

Aguas pr

m2/s

0 10

ofundas

10 10

Estuarios

Corrientes

Lagos

DISPERSIÓN LONGITUDINAL

DIFUSIÓN HORIZONTAL TURBULENTA

DIFUSIÓN VERTICAL TURBULENTA

Océanos

Aguas superficiales

DIFUSIÓN EN MEDIOS

POROSOS (SEDIMENTOS)

8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8

Figura 9.3 Coeficientes de difusión en varios ambientes (Reproducida de la referencia 2)


9.5.2 Coeficiente de dispersión en corrientes (ríos, quebradas, etc.).

El primer interrogante con que el investigador se encuentra cuando va a aplicar la ecuación básica de conservación de masa a un determinado cuerpo de agua es la importancia del término dispersivo en relación con el término advectivo. La importancia relativa de este término puede chequearse aplicando el criterio de Dobbins.


▪ 310

El criterio de Dobbins establece que si:

k

ud * ∝

<<<2

1 (9.38)

Entonces se puede descartar la dispersión longitudinal y la advección gobierna el comportamiento de la sustancia química en el agua.

En la ecuación (9.38), u es la velocidad de la corriente en m/s y α es el coeficiente de dispersión longitudinal en m2/s.

En la figura 9.3, se puede observar que los coeficientes de dispersión son más altos que los de difusión. Para valores más razonables del coeficiente de dispersión a los presentados en la figura 9.3, varios investigadores proponen calcularlo dependiendo de las características hidráulicas de del cuerpo de agua.

El coeficiente de dispersión longitudinal para ríos y corrientes de agua en general ha sido asunto de considerable investigación y los estudios de trazadores (técnica que se escapa al alcance de este libro) son el método más adecuado para determinarlo. Ante la ausencia de los análisis con trazadores, se ha propuesto una variedad de relaciones teóricas y empíricas.

Fisher et al. (1979)12 sugirió la siguiente ecuación para estimar el coeficiente de dispersión en corrientes ó ríos:

E U BHUx = 0 011

2 2,

* (9.39)

Donde, Ex esta en m2/s, U es la velocidad promedio del agua en m/s, B es el ancho promedio en m, H es la profundidad promedio en m, U* es la velocidad en el plano de cizalla (shear velocity) dada por:

U gHS* = (9.40)

Para g = 9,8 m/s2 y S la pendiente del río. Fischer hace notar que la ecuación (9.39) es aproximada y que no toma en cuenta explícitamente las zonas muer-tas del río. McQuivey y Keefer12 (1974) evaluaron 18 arroyos y 40 estudios de tiempo de transporte para ríos con flujos que varían entre 35 y 35000 pies3/s y pendientes entre 0,00015 a 0,0098. Ellos propusieron la siguiente ecuación para condiciones en las que el número de Froude es menor de 0,5:

E QSBx = 0 05937, (9.41)

Las unidades en la ecuación anterior son las mismas de la ecuación de Fisher



▪ 311

y Q es el flujo base en estado permanente expresado en m3/s, S la pendiente del lecho y B el ancho promedio.

Con respecto a la aplicación de las ecuaciones 9.39 y 9.41, el autor recomienda utilizarlas con cuidado debido a que son ecuaciones de regresión propias de los sitios y condiciones bajo las cuales fueron desarrolladas. Por ejemplo, la ecuación (9.41) está dada en función del caudal, sabiendo que la dispersión es un fenómeno más relacionado con la geometría de la corriente que con el volumen de agua transportado. En conclusión, se recomienda determinar en los estudios de mode-lación de la calidad del agua, el coeficiente de dispersión utilizando trazadores.

9.5.3 Coeficiente de dispersión en estuarios

Por salirse del alcance de este libro este tema no se tratará en este numeral. Sin embargo, es importante tener en cuenta que el coeficiente de dispersión en estuarios es función de los flujos de las mareas y de la acción del viento. Se recomienda que el lector consulte la referencia 3 para mayor profundidad en este tema.

9.6 DEMANDA BÉNTICA DE OXÍGENO13

La demanda béntica está definida como la cantidad de oxígeno que consume o demanda el material depositado en el fondo de un cuerpo de agua. Este material llega al fondo como resultado del transporte de sedimentos de la corriente o por la sedimentación de la materia orgánica suspendida. En los estudios de calidad de la agua, los investigadores consideran la demanda béntica como una carga, es decir, una variable que es necesario evaluar en cada caso. Adicionalmente, la demanda béntica se considera constante.

El proceso de la SOD se desarrolla por medio de dos fenómenos diferentes. En el primero el oxígeno penetra la capa de lodo béntico y luego es consumido. En el segundo, las sustancias químicas reducidas (Fe3+ por ejemplo) pueden oxidarse (pasar a Fe2+) y consumir oxígeno en la reacción. Por lo general, las técnicas que existen para cuantificar la SOD no diferencian entre estos dos fenómenos.

9.6.1 Factores que afectan la SOD

Son muchos los factores que pueden afectar el consumo de oxígeno por los sedimentos, es más, aún no existe unidad de criterios sobre el fenómeno y la forma de cuantificarlo. A modo de ilustración se presentan las opiniones de diferentes investigadores.

• Efecto de los macroinvertebrados béntonicos. El efecto de los macroinverte-brados béntonicos ha sido estudiado por Hunter, et al (1973) quien encontró gran correlación entre la SOD y la presencia de lombrices tubifídicas aunque



▪ 312

la respiración de estas lombrices daba cuenta de solo una pequeña fracción de la SOD. Esta influencia se puede deber al incremento en la profundidad a la cual puede llegar el oxígeno, asimismo, al aumento en el área superficial efectiva sobre la cual ocurre la demanda y transporte de sustancias orgánicas hasta la superficie por medio de las lombrices.

• Efecto de la profundidad de sedimentos en la SOD. La mayoría de investi-gadores sobre este tema están de acuerdo con que solamente los primeros 10 - 15 cm de la capa de sedimentos ejercen SOD, es decir, son la capa activa.

• Efecto de la concentración de OD en la columna de agua. La concentración de OD del agua que está por encima de la capa de sedimentos parece que afecta el consumo de oxígeno en los sedimentos. La mayoría de los datos reportados en la literatura indican que a concentraciones de OD por debajo de 2 mg/L en la columna de agua, no hay SOD.

• Efecto de la temperatura. La SOD debe ser corregida por temperatura de acuerdo con la ecuación de Arrhenius.

• Efecto de los Sphaerolitus. Se ha comprobado que este tipo de bacterias son comunes en el fondo de los cuerpos de agua y se considera que son los microorganismos que mayor oxígeno consumen en el proceso de respiración.

9.6.2 Técnicas para medir la SOD

Existen varias formas de medir la demanda béntica. Como se mencionó anterior-mente, no existe unanimidad en cuanto a los procedimientos. En la práctica, la SOD se puede medir en el sitio o en el laboratorio. Los resultados que se obtienen con cada procedimiento deben ser cuestionados y justificados.

Por razones del alcance de este libro, no se discuten los métodos para evaluar la SOD. Se recomienda que el lector revise las referencias 1, 4 y 9. En la tabla 9.4 se presentan los valores de SOD más comúnmente reportados en la literatura.

Tabla 9.4 Diferentes valores de SOD reportados en la literatura

SOD a 20º C (g/m2/d)

Tipo de fondo y localización Valor promedio Rango

Sphaerolitus (10 g-peso seco m-2) 7,0 ---

Lodos de aguas residuales municipales

Cerca a la descarga (frescos) 4 2 - 10

Aguas abajo de la descarga 1,5 1 - 2

Estuarios 1,5 1 - 2


▪ 313

SOD a 20º C (g/m2/d)

Tipo de fondo y localización Valor promedio Rango

Fondo arenoso 0,5 0,2 - 1,0

Suelos mineralizados 0,07 0,05 - 1,0


Como referencia pueden citarse estudios realizados en Colombia en los cuales se ha determinado el valor de la SOD. En el estudio de modelación del río Cauca realizado por la Universidad del Valle (referencia 5), se reportaron valores obtenidos experimentalmente para la SOD variando entre 0,53 g/m2/d y 0,85 g/m2/d en un tramo de estudio de aproximadamente 420 km. En la tesis de la referencia 9 se reportaron valores de SOD en el río Porce entre 1,43 y 6,2 g/m2/d con un promedio de 2,5 g/m2/d.

Un método alternativo para determinar la SOD es el reportado en Metcalf and Eddy (referencia 6), en el cual se asume la SOD es igual a la tasa de sedi-mentación de los sedimentos y propone la siguiente expresión:

SOD = ro * a * Rd (9.42)

Donde:

ro = Contenido de materia orgánica oxidable, variando típicamente entre 0,5 y 0,6 para efluentes de plantas de tratamiento secundarias y 0,8 para plantas de tratamiento primarias.

a = relación estequimétrica entre el oxígeno/sedimento = 1,07.

Rd = Tasa de sedimentación de los sólidos (M/L2/T).

En estudios de calidad del agua, el autor recomienda no utilizar las expre-siones matemáticas propuestas debido a que no existe un acuerdo universal sobre la aceptación de una determinada ecuación para el cálculo de la SOD. Es deseable y aconsejable utilizar como primera opción, realizar directamente los ensayos de campo propuestos en la referencia 3 u otros textos especializados o como alternativa utilizar los valores reportados en la literatura.

Si no es posible hacer las mediciones directamente en el campo, la selección del valor de la SOD con base en estudios realizados en otros sitios y condiciones debe hacerse teniendo en cuenta los siguientes aspectos:

• Los cuerpos de agua deben ser similares. La geometría, el caudal, el clima y la ubicación geográfica deben ser más o menos iguales.

• Se deben hacer los ajustes relacionados con la temperatura


▪ 314

• Se debe tener en cuenta que los organismos presentes en los sedimentos sean más o menos los mismos y la toma de las muestras esté ubicada en forma similar respecto a las descargas de aguas residuales.


9.1 Los siguientes resultados de DBO fueron obtenidos de una muestra de agua de un río a una temperatura de 26 oC.

Tiempo (días) 1 3 5 8 12

DBO (mg/L) 7,05 18,8 26,2 32,6 44,8

a) Determinar la tasa de degradación k1 y la DBO última a 20 oC (θ = 1,024), utilizando los métodos logarítmico y de Thomas, y b) escribir las ecuaciones para la DBO y el R2 y c) Seleccionar el método más adecuado.

Respuesta:

a)

Método Logarítmico Thomas

k 1 a 26 y (20 oC) en d-1 0,09 (0,78) 0,129 (0,112)

Lo (mg/L) 74,88 57,57

b) Ecuación de regresión: Método logarítmico: y = 0,09 * x + 1,908 con R2 = 0,654.

Método de Thomas: y = 0,011 * x + 0,513 con R 2 = 0,954

c) Se selecciona el método de Thomas por tener un R2 mayor.

9.2 Se desea determinar la constante de desaparición global de la DBO en un río. Se seleccionan dos puntos, A y B. El punto A está localizado aguas arriba del punto B de tal manera que el tiempo de viaje entre los dos sitios es de 3 d. Se toma una muestra de agua en el punto A y se determina la DBO5 a 20 oC y se obtiene un valor de 8 mg/L. Tres días después se toma una muestra en el punto B y la DBO5 a 20 oC medida es de 3,5 mg/L. Si se supone que entre los dos sitios de muestreo no ocurren vertimientos y que las condiciones hidráulicas en la corriente se mantienen estables, determinar la constante kR.

Respuesta:

kR = 0,28 d-1


▪ 315

9.3 Para los siguientes datos, determinar el coeficiente de reaireación

Tiempo (días) 0 4 8 12 16 20 24 28 32

OD (mg/L) 5 6,4 6,8 7,8 8 8,5 8,5 8,5 8,8

Respuesta:

ka = 0,086 d-1

9.4 Se realizó un ensayo de botellas claras y oscuras durante un período de 8 horas iniciando a las 9:30 a.m. y los resultados fueron:

Concentraciones de OD (mg/L)

9:30 am 11:30 am 1:30 pm 2:30 pm 3:30 pm 4:30 pm 5:30 pm

Botella clara 8,0 8,1 8,4 9,2 9,5 9,7 10,0

Botella oscura 8,0 7,9 7,8 7,5 7,3 7,2 7,1

El sol salió a las 5:00 a.m. y se ocultó a las 6:00 p.m.. La DBO filtrada del agua fue de 4 mg/L y la tasa de desoxigenación fue de 0,05 d-1. Usar estos datos para determinar la tasa promedio, la máxima de producción de oxígeno por fotosíntesis y la tasa de respiración.

Respuesta:

Tasa máxima de producción (Pm) = 11,3 mg/L/d

Tasa promedio de producción por fotosíntesis (P ) = 3,9 mg/L/d

Tasa de respiración (R ) = 2,5 mg/L/d


[1] BOWMAN, George et al (1980) Sediment oxygen demand technics: A review and comparation of Laboratory and In situ sistem. Water Research, 1980. Vol. 14, 491-499 p.

[2] CHAPRA Steven. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Enginee-ring/Math, 1997.

[3] Environmental Protection Agency, Rates, Constants, and Kinetics Formulations in Surface Water Quality Modeling. EPA-600 3-78-105. December 1978.

[4] GRIZZARD, T. J. et al. The Influence of Sediment-Water interactions in an im-s in an im-poundment on downstream water quality. Water Science and Technology. Vol 14., 1982, 227 - 244 p.


▪ 316

[5] MARTÍNEZ Anny, GALVIS Alberto Y HOLGUÍN Javier, “Optimización de la modelación de la calidad del agua del río Cauca, Conferencia Latinoamericana de Saneamiento (LATINOSAN),12 – 16 Noviembre de 2007, Cali, Colombia.


[7] PACHECO, Eduardo e ARRUDA Constantino, Tratamento de Esgotos Domésticos, 4ª Edicao, Rio de Janeiro, 2005.


[9] VILLEGAS J., Nora Elena, “Predicción de la tasa de consumo de oxígeno por sedimentos en el futuro embalse Porce II” , Tesis de grado para optar el título de master en Ingeniería Ambiental, Universidad de Antioquia, Medellín, 1997.

[10] Water Quality Assessment, edited by Chapman & Hall. Inglaterra 1992.

CAPÍTULO Aplicación de las ecuaciones básicas de transporte de contaminantes a corrientes de agua (ríos, canales, etc.)

10

10.1 SIMULACIÓN DE OXÍGENO DISUELTO Y DBO

10.2 DÉFICIT CRÍTICO Y TIEMPO CRÍTICO

10.3 CARGA ORGÁNICA PERMISIBLE

10.4 CONDICIONES ANAERÓBICAS

10.5 LONGITUD DE MEZCLA


▪ 319

CAPÍTULO 10

Aplicación de las ecuaciones básicas de transporte de contaminantes a corrientes de agua

(ríos, canales, etc.)

Hasta ahora el lector puede estar confundido con las expresiones matemáticas desarrolladas hasta el momento y estará deseoso por llegar a expresiones que tengan una aplicación práctica. Pues bien, el presente capítulo cubre la aplicación directa de las ecuaciones básicas al caso de ríos y canales, llamados comúnmente corrientes de agua.

Por lo general, los ríos son mucho más largos que anchos o profundos. Como resultado de esto, los tributarios y los vertimientos de aguas residuales que reciben se mezclan rápidamente a través de la sección que los recibe. El anterior razonamiento hace que se justifique el estudio de la calidad del agua solamente en la dirección predominante del flujo. En consecuencia, cuando se está analizando la calidad del agua en los ríos, los siguientes supuestos se pueden considerar válidos:

• El flujo y el área transversal permanecen constantes.

• Las concentraciones y velocidades son un promedio de la sección transversal.

• El transporte de contaminantes solo es importante en la dirección del flujo, es decir, es de tipo longitudinal.

• Las descargas de contaminantes no afectan la hidráulica de la corriente.

• El flujo es unidimensional.

Aplicando los anteriores conceptos a la ecuación general de conservación de masa presentada en el capítulo 8 (ecuación 8.45) y suponiendo que los con-taminantes siguen una reacción química de primer orden, se tiene la siguiente expresión:

∂∂

= −∂∂

+∂

∂∂∂

− ±

∀∑Ct

v Cx x

E Cx

kC SL

(10.1)


▪ 320

Donde, x representa la ordenada en la dirección predominante del flujo, y EL, el coeficiente de dispersión longitudinal. En la ecuación 10.1 solamente se supone que el transporte de los contaminantes es importante en la dirección del flujo (x) y predomina la dispersión por encima de la difusión turbulenta. El término EL se puede calcular aplicando la ecuación 8.42 o realizando estudios con trazadores.

10.1 SIMULACIÓN DE OXÍGENO DISUELTO Y DBO

Los desarrollos matemáticos efectuados en los capítulos anteriores son el fundamento de las ecuaciones de aplicación directa al caso de ríos, canales, estuarios y bahías. Quizá la aplicación más común es al caso de ríos y canales por constituir estos las fuentes que reciben en primera instancia las descargas de aguas residuales; además de tener volúmenes de agua menores, son los que más sufren los efectos de la contaminación.

Por simplicidad y como una primera aproximación, se va a analizar única-mente el comportamiento del OD y la DBO. Para el caso en mención, se trabaja con los fenómenos o procesos que más afectan estos parámetros.

Cuando una corriente de agua que no está contaminada recibe un vertimiento de aguas residuales, la concentración de OD aguas arriba de la descarga estará cerca del nivel de saturación. Una vez introducida la descarga, el contenido de materia orgánica se eleva y se presentan dos efectos: i) el contenido de sólidos genera turbiedad que, a su vez, impide el paso de la luz y, en consecuencia, se inhibe el crecimiento del fitoplancton. Simultáneamente, se puede presentar la sedimentación de los sólidos lo cual genera olores no deseables, ii) la materia orgánica sirve de alimento para los microorganismos heterotróficos, proceso en el cual se consumen altas cantidades de oxígeno lo que origina, como resultado, su agotamiento. El fenómeno anterior puede ser explicado utilizando la figura 10.1.

A medida que el nivel de oxígeno desciende, el oxígeno contenido en la atmósfera entra a compensar el déficit que se presenta. En un principio la de-manda de oxígeno en la columna de agua y en los sedimentos consume el aporte generado por esta reaireación. Como consecuencia, existe un punto en el cual se presenta un balance entre consumo y el aporte de oxígeno por reaireación. Dicho punto se conoce que el “punto crítico” y a partir de él, la reaireación es mayor que el consumo y el nivel de oxígeno empieza a incrementarse. En esta zona de recuperación, las características del agua son de mejor calidad presentándose vida biológica, menor turbiedad y poca materia orgánica.

La curva de oxígeno disuelto que se muestra en la figura 10.1 es conocida comúnmente como “sag” . El comportamiento de esta curva depende de una

APLiCACión de LAs eCUACiOnes básiCAs de TrAnsPOrTe de COnTAminAnTes A COrrienTes de AgUA...

▪ 321

variedad de factores entre los cuales están el caudal y la geometría de la corriente, la magnitud de la descarga y la temperatura del agua.

Si por simplicidad en un cuerpo de agua se ignoran: el efecto de la disper-sión, se considera que el fenómeno que está gobernando el comportamiento del oxígeno disuelto es la degradación de la materia orgánica carbonácea, no se tiene en cuenta la nitrificación ni el aporte por reaireación, no se incluye la fotosíntesis, y además, que la materia orgánica se desaparece por el efecto de la sedimentación y degradación microbiana, las siguientes ecuaciones representan los fenómenos considerados:

• Reaireación: ka(Cs-C)

• Desoxigenación o degradación de la materia orgánica: kd*L

• Sedimentación: ks*L

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0 2 4 6 8 10 12

Oxí

geno

dis

uel

to (

mg/

L)

km

Punto crítico Descomposición o demanda = reaireación

Oxígeno de saturación

W (descarga)

Agua no contaminada Degradación Zona activa de

descomposición Zona de recuperación

RÍO

Figura 10.1 Comportamiento del oxígeno disuelto en una corriente de aguaFuente: elaboración propia.

Teniendo en cuenta los anteriores fenómenos, la ecuación 8.45 y/o 10.1 aplicada al caso del oxígeno disuelto puede escribirse de la siguiente manera:


▪ 322

∂∂

= −∂∂

− + −Ct

v Cxk L k C Cd a s* ( ) (10.2)

Donde, C representa la concentración de OD y L la DBO en la corriente. Las demás variables de la ecuación 10.2, fueron definidas en el capítulo 8.

Si de manera análoga se aplica la ecuación 8.45 y/o 10.1, al caso de la DBO, se obtiene la siguiente expresión:

∂∂

= −∂∂

−Lt

v Lxk LR * (10.3)

Donde, kR (igual a kd + ks) representa el efecto conjunto de la desaparición de la DBO por degradación de la materia orgánica y la sedimentación.

Las ecuaciones 10.2 y 10.3 forman un sistema de ecuaciones diferenciales parciales; que para solucionarlas, es necesario suponer que en el tramo de río en consideración se presentan condiciones de estado estable, es decir, se cumple que:

∂∂

=∂∂

=Lt

Ct

0 0y

El supuesto anterior hace que la ecuación 10.3 se transforme en:

0 = −∂∂

−v Lxk LR *

La solución a la anterior ecuación es:

L L ex

k xvR=

−

0 **

(10.4)

La ecuación (10.4) expresa la variación de la DBO última Lx, con respecto a la distancia aguas abajo (x), donde la DBO última es Lo, la velocidad media del agua es v y la tasa de remoción de DBO por desoxigenación y sedimentación es igual a kR, es decir, kd + ks.

Por sustitución y aplicando los mismos supuestos, la ecuación 10.2 toma la siguiente forma:

0 0= −∂∂

− + −( )−

v Cxk L e k C Cd

k xv

a sR* *

*

Cuya solución es:

C C C C ek L

k ke ex s s o

k xv d o

a R

k xv

k xva R a= − −( ) −

−( )−

− − −* * **

(10.5)


▪ 323

En la ecuación anterior, Co representa la concentración inicial de OD.

Es común expresar los niveles de oxígeno disuelto en términos del déficit de oxígeno (D). En estos casos D = (Cs – C) y la ecuación 10.5 puede reescribirse como:

v Dx

k L e k Dd

k xv

aR∂

∂= − −

−* * *

*

0 (10.6)

Cuya solución es:

D D ek L

k ke ex o

k xv d o

a R

k xv

k xva R a= +

−( )−

− − −* * ** (10.7)

Donde, Do es el déficit inicial (Do = Cs – Co ). La ecuación anterior mide el déficit de oxígeno Dx a una distancia aguas abajo (x), conociendo el déficit inicial (Do ), la velocidad promedio v, la DBO última (Lo) y las constantes de desoxige-nación (kd), remoción global de DBO (kR) y la reaireación (ka).

La ecuación 10.7 en términos de oxígeno disuelto puede escribirse como:

C x C C C ek Lk k

e es s o

k xv d o

a R

k xv

k xva R a( ) = − −( ) −

−−

− − −

(10.8)

A las ecuaciones 10.4 y 10.7 se les conoce en la literatura como el modelo de Streeter and Phelps. Es importante recalcar una vez más que las ecuaciones (10.4) y (10.7) se obtienen suponiendo que los efectos de la fotosíntesis, respi-ración, demanda béntica y DBON no son significativos, y además, tampoco se presentan cargas distribuidas.

El cálculo de las condiciones iniciales Do y Lo se hace por medio de balances de masa cuando se conocen las condiciones de la corriente antes de la descarga y las características de la descarga según el siguiente esquema:

Condiciones de la descargaQw , Lw, ODw

Condiciones de la corriente antes de

la descargaQR, LR, ODR

Condiciones de la corriente después de la descarga

Qo, Lo, ODo


▪ 324

Qo = QR + Qw

Do = Cs - ODo

LQ L Q L

Q QR R w w

R w0 =

+

+

* * (10.9)

ODQ OD Q OD

Q QR R w w

R w0 =

+

+

* * (10.10)

Cuando se tienen en cuenta los efectos sobre el oxígeno disuelto y DBO en una corriente de la fotosíntesis, respiración, DBON, cargas distribuidas y demanda béntica, las ecuaciones 10.4 y 10.7 se transforman en las ecuaciones 10.11 y 10.12.

Para el caso del oxígeno disuelto:

∂∂

= −∂∂

− − + −( ) + − −Ct

QACxk L k L k C C F R SODd N N a s (10.11)

Todos los términos de la ecuación 10.11 han sido definidos anteriormente.

Para el caso de la DBO:

∂∂

= −∂∂

− − +Lt

QALxk L k L LR N N D (10.12)

Donde, LD es la tasa de aporte de DBOU debido a las cargas o fuentes distribuidas (escorrentía). Los demás términos de la ecuación fueron definidos anteriormente.

Las soluciones de las ecuaciones 10.11 y 10.12 se obtienen por procedimientos similares a los utilizados para llegar a las ecuaciones 10.4 y 10.7. Las nuevas ecuaciones para la demanda de oxígeno (L) y para el déficit de oxígeno (D) son:

L x L e L eLk

eo

k xv

N

k xv D

R

k xvR N R( ) = + + −

− − −1

* (10.13)

D x D eok xva( ) =

− Déficit inicial

+−

−

− −k Lk k

e ed o

a R

k xv

k xvR a

DBO carbonácea

+−

−

− −k Lk k

e eN N

a N

k xv

k xvN a DBON


▪ 325

−−( )

−

+ −− −k L

k k ke e

k Lk k

ed d

a R R

k xv

k xv d D

a R

R a

*1

−−

k xva Cargas distribuidas

+ −

−Rk

ea

k xva1 Respiración

− −

−Fk

ea

k xva1 Fotosíntesis

+ −

−SODk

ea

k xva1 Demanda béntica (10.14)

10.2 DÉFICIT CRÍTICO Y TIEMPO CRÍTICO

A partir de la ecuación 10.7, que determina el déficit de oxígeno en función de la distancia aguas abajo de una corriente, se puede calcular anticipadamente dónde ocurre el tiempo crítico o lugar en el cual se presentan los niveles mínimos de oxígeno cuando se tiene una sola descarga. Si se deriva la ecuación 10.7 y se iguala a cero, conociendo que en una expresión matemática se presenta un valor mínimo cuando el valor de la primera derivada es cero y el de la segunda derivada es menor de cero, es decir, negativo, entonces, el tiempo crítico estará dado por la siguiente ecuación:

tk k

lnkk

D k kk Lc

a R

a

R

o a R

d o

=−

−−

11

( (10.15)

La concentración de oxígeno disuelto en el tiempo crítico (tc) o en la distancia crítica (xc = v/tc) será el oxígeno disuelto crítico (ODc) o concentración mínima que se alcanza después de que una descarga de aguas residuales entra a una corriente de agua.

Así como la ecuación 10.14 se derivó a partir de la ecuación simplificada 10.7, el cálculo del tiempo crítico considerando la fotosíntesis, respiración, DBON, cargas distribuidas y SOD, a partir de la ecuación 10.15, será:

tk k

lnkk

k kk L

Lk

D k P R SODkc

a R

a

R

a R

R D

D

R

o a

d

=−

+−

−−

− − −

1 ( )

(10.16)

Para determinar el déficit de oxígeno crítico tal como la muestra la figura 10.1 se iguala dD/dx = 0 en la ecuación 10.6:


▪ 326

k D k L ea c dk tR c* * * *= −

0

Donde, Dc es máximo déficit crítico de oxígeno disuelto:

DkkL ec

d

aok tR c= − *

(10.17)

10.3 CARGA ORGÁNICA PERMISIBLE

El cálculo de una descarga puntual de carga orgánica (Lo) para que los niveles de oxígeno disuelto no bajen de un determinado límite, se puede hacer a partir de las ecuaciones 10.4 y 10.15. Para ilustración, a continuación se presenta un ejercicio en el cual se determina la máxima carga permisible.

Ejercicio 10.1 Determinación de una carga contaminante permisible

• Determinar la DBOU máxima permisible en la industria que está descargando en una corriente, si la concentración de OD se debe mantener mínimo en 5 mg/L. Asumir que el OD del efluente de la industria es cero. Ver esquema anexo.

Qw = 175 L/sDBO5C= 40 mg/L, f = 2NH3N = 10 mg/L

QR = 0,57 m3/s LR = 2 mg/LOD = CSNH3N = 0

Temp. = 28 oCv = 0,15 m/s ka= 0,8 d-1 @ 20 oC Altitud = 1.829 msnm

kd = kR = kN =0,4 d-1@ 28 oC

Solución: 1. Cálculo de las condiciones iniciales

i) DBO inicial

Carga contaminante de la descarga:

DBOU (Lw) = DBOC + DBON = f * DBO5C + 4,57 * NH3 = 2 * 40 +

4,57 * 10 = 126 mg/L

Lo =

++

=2 570 126 175

570 17531

* * mg/L


▪ 327

ii) Déficit de oxígeno inicial

Para 28 oC y 1.829 msnm, Cs = 7,4 mg/L

ODo =

++

=7 4 570 0 175

570 1755 66

, * *, mg/L

Do = 7,4 – 5,66 = 1,74 mg/L

2. Cálculo y ajuste de las constantes de reacción por temperatura:

kR = kd = kN = 0,4 d-1 @ 28 oC

ka = ka (20 oC) * θT-20 = 0,8 * (1,024)28-20 = 0,97 d-1

3. Cálculo del tiempo crítico

t lnc =

−−

−

10 97 0 4

0 970 4

11 74 0 97 0 4

31 0 4, ,,,

, ( , , )* ,

= 1 4, días

xc = 1,4 días * 0,15 m/s = 18,2 km

D ec = =

−0 4 310 97

7 31 4 0 4, * *

,,

, * ,mg/L

lo cual significa que la descarga no cumple con la norma porque rebaja el OD hasta 0,1 mg/L

Para encontrar el valor permitido, se utilizan las siguientes ecuaciones:

t ln

Lc =−

−−

1

0 97 0 40 970 4

11 74 0 97 0 4

0 40, ,,,

, ( , , )* ,

D

L ec

otc

=−0 4

0 97

0 4, * *

,

* ,

El máximo valor permitido de Dc si se va a mantener una concentración mínima de OD de 5 mg/L será igual a: 7,4 – 5 = 2,4 mg/L. Se suponen valores de L0, y se calculan tc, Dc y OD. Cuando con un valor supuesto de Lo se obtenga un Dc igual a 2,4 mg/L, la Lo asumida será la concentración que corresponderá a la carga máxima permisible. El cuadro siguiente resume los cálculos

L0 (mg/L) tc (d) Dc (mg/L) OD (mg/L)

20 1,32 4,85 2,55

15 1,23 3,76 3,64

10 1,05 2,7 4,7

5 0,35 1,79 5,61

8,5 0,94 2,39 5,01 Fuente: elaboración propia.


▪ 328

Como se puede observar en el cuadro anterior, con L0 igual a 8,5 mg/L se obtuvo Dc igual a 2,4 mg/L. Por lo tanto, la máxima concentración de DBO que puede ser permitida en la descarga es:

8 50 570 2 0 175

0 570 0 17529 7,

, * , *

( , , ),=

+

+→ ≅

LLww mg/L

Lo anterior significa que la descarga debe ser rebajada de 126 mg/L a 29,7 mg/L, es decir, reducirla en ≅ 76%.

–v–

Las ecuaciones de Streeter y Phelps también se pueden emplear cuando se tienen múltiples descargas vertiendo a una corriente. En el ejercicio 10.2 se resuelve un caso particular.

Ejercicio 10.2 Aplicación del modelo de Streeter y Phelps utilizando múltiples descargas1

• Determinar los perfiles de OD y DBO a nivel del mar para los siguientes datos.

Qw = 1 m3/s Lw = 50 mg/L ODw = 2 mg/L T = 25oC

QR = 4 m3/s LR = 5 mg/L ODR= 7 mg/L T = 15oC

v = 0,5 m/s H = 3 m

v = 0,2 m/s H = 5 m

v = 0,4 m/s H = 7 m

30 km 60 km

Qt = 1 m3/s Lt = 10 mg/L ODt = 5 mg/L T = 20oC

Solución: Como se puede apreciar en el esquema propuesto, para determinar los perfiles

de OD y DBO se deben considerar tres tramos de río. En cada tramo de río las condiciones son estables pero diferentes en cada uno de ellos.

Dado que no se especifican las constantes de reacción, se supone:

• Se ignora el efecto de la sedimentación; es decir, ks = 0. Adicionalmente, tampoco se considera el consumo de OD ejercido por la demanda de materia orgánica nitrogenada.

1 Ejercicio 21.6 propuesto en el libro Surface Water-Quality Modeling de Chapra, referencia 1.


▪ 329

• Se utiliza un valor de kd igual a 0,4 d-1 a 20 oC, para toda la corriente.

1. Perfil de OD y DBO en el tramo 1

i) Condiciones iniciales en el tramo 1

L OD T0 0 0

4 5 0 1 504 1

4 7 0 1 2 04 1

4 15 1 254 1

=++

=++

=++

* , * * , * , * *

L0 = 14 mg/L

OD0 = 6 mg/L

T0 = 17 oC

A 17 oC, el oxígeno de saturación es de 9,665 mg/L, por lo tanto, el déficit inicial es:

Do = 9,665 – 6 = 3,665 mg/L

ii) Cálculo de las constantes de reacción en el tramo 1

• Constante de reaireación (ka)

De acuerdo con la figura 9.1, se debe calcular ka utilizando la ecuación de O’Connor y Dobbins.

ka = = −3 93

0 5

30 534 20

0 5

1 51,

,, @

,

,* d Co

Para corregir ka por temperatura, se utiliza un θ igual a 1,024 y la ecuación 8.21:

ka corregida a 17 oC = 0,534*1,02417-20 = 0,497 d-1

• Constante de oxidación de la materia orgánica (kd )

Para corregir kd por temperatura, se utiliza un θ igual a 1,047 y la ecuación 8.21:

kd corregida a 17 oC = 0,4 * 1,04717-20 = 0,349 d-1

iii) Perfiles de OD y DBO en el tramo 1.

En función de la distancia las ecuaciones para DBO (L) y déficit de OD (D) son las siguientes:

Lx<30000 = 14 * e–0,3 * x/(0,5*86400) = 10,99 mg/L

D e ex

x

<

− −= +

−( )30000

0 4970 5 86400

03 665

0 349 140 497 0 349

,, *

, ,

, *, *

,33490 5 86400

0 4970 5 86400

*, *

, *, *

x x

e−

−


▪ 330

Dándole diferentes valores a x (0 < x < 30.000 m), el siguiente cuadro resume los cálculos para el tramo 1:

x (m) t(d) D (mg/L) OD (mg/L) DBO (mg/L)

–1 0,00 2,67 7,00 5,00

0 0,00 3,67 6,00 14,00

1.000 0,02 3,73 5,93 13,89

5.000 0,12 4,00 5,67 13,45

10.000 0,23 4,29 5,38 12,91

20.000 0,46 4,77 4,90 11,91

25.000 0,58 4,96 4,71 11,44

30.000 0,69 5,12 4,55 10,99


2. Perfil de OD y DBO en el tramo 2.


Las condiciones en el tramo 2 se calculan como el promedio ponderado entre las condiciones en el último km del tramo 1 y las condiciones en el km 0 del tramo 2.

En el presente caso, en el tramo 2 no existe una descarga pero cambian las condiciones hidráulicas de la corriente, por lo tanto, las condiciones iniciales en el tramo 2 son iguales a las del último km del tramo 1.

Lo = 10,99 mg/L OD0 = 4,55 mg/L

D0 = 5,12 mg/L T = 17 oC


• Constante de reaireación (ka )

De acuerdo con la figura 9.1, se debe calcular ka utilizando la ecuación de O’Connor y Dobbins.

ka = = −3 93

0 55

0 1570 5

1,,

, @,

* d 20 Co


ka corregida a 17 oC = 0,157 * 1,02417-20 = 0,146 d-1


▪ 331

• Constante de oxidación de la materia orgánica (kd)

kd conserva el mismo valor del tramo anterior porque la temperatura no cambia.

kd corregida a 17 oC = 0,4 * 1,04717-20 = 0,349 d-1


Las condiciones de DBO (L), déficit de OD (D) y OD en función de x (30.000 < x < 60.000 m) en el tramo 2 son:

L30000<x<60000 = 10,99 * e -0,349*(x-30000)/(0,2*86400)

D ex

x

30000 600000 146

300000 2 864005 12

0 349 10 990 1< <

−−

= +,, * ,,

, *, *

446 0 3490 349

300000 2 86400

0 14630000

0 2 864−( )

−−−

−−

,, *

, *, *

, *e ex x

000

El siguiente cuadro resume los cálculos utilizando diferentes valores de x en el tramo 2:

x (m) t(d) D(mg/L) OD(mg/L) DBO (mg/L)

30,000 0,000 5,12 4,55 10,99

32,000 0,116 5,46 4,20 10,56

35,000 0,289 5,94 3,73 9,94

40,000 0,579 6,63 3,04 8,98

50,000 1,157 7,66 2,01 7,34

55,000 1,447 8,03 1,63 6,64

60,000 1,736 8,32 1,34 6,00


3. Perfil de OD y DBO en el tramo 3.

i) Condiciones iniciales en el tramo 3.

Las condiciones en el tramo 3 se calculan como el promedio ponderado entre las condiciones en el último km del tramo 2 y las condiciones en el km 0 en el tramo 3.

L OD T0 0 0

5 6 0 1 105 1

5 1 34 1 5 05 1

5 17 1 205 1

=++

=++

=++

* , * * , * , * *

L0 = 6,67 mg/L

OD0 = 1,95 mg/L

T0 = 17,5 oC


▪ 332

A 17,5 oC, el oxígeno de saturación es de 9,566 mg/L, por lo tanto, el déficit inicial es:

Do = 9,566 – 1,95 = 7,62 mg/L


• Constante de reaireación (ka)

De acuerdo con la figura 9.1, ka se calcula utilizando la ecuación de O’Connor y Dobbins:

ka = = −3 93

0 27

0 1340 5

1,,

, @,

* d 20 Co


ka corregida a 17 oC= 0,134*1,02417,5-20 = 0,126 mg/L

• Constante de oxidación de la materia orgánica (kd)

kd corregida a 17,5 oC= 0,4*1,04717,5-20 = 0,357 d-1


Las condiciones de DBO (L), déficit de OD (D) y OD en función de x (x > 60.000 m) en el tramo 3 son:

Lx > 60000 = 6,67 * e–0,357 * (x-60000)/(0,4 * 86400)

D ex

x

>−

−= +

−600000 126 60000

0 4 864007 620 357 6 67

0 126 0 35,

, * ,, ,

, *, *

770 357 60000

0 4 864000 126 60000

0 4 86400( )

− −

−−

−e e

x x, *, *

, *, *

El siguiente cuadro resume los cálculos para diferentes valores de x.


60,000 0,000 7,62 1,95 6,67

65,000 0,145 7,81 1,76 6,33

70,000 0,289 7,98 1,59 6,01

75,000 0,434 8,14 1,43 5,71

80,000 0,579 8,27 1,29 5,42


4. Perfil de oxígeno disuelto y DBO para los tres tramos

Graficando los perfiles de OD y DBO en los diferentes tramos, generan las curvas mostradas en la figura E10.2.


▪ 333

Figura E10.2 Perfil de OD y DBOFuente: elaboración propia.

Ejercicio 10.3 Aplicación del modelo de Streeter y Phelps utilizando cargas distribuidas y múltiples descargas puntuales

• Un río X recibe el efluente de una planta de tratamiento de agua residual (PTAR 1) y aguas abajo desemboca un tributario Y. Los dos sitios están separados 12,8 km y entre ellos se presenta un aporte importante de DBO debido a la escorrentía producida por el agua lluvia, el cual puede considerarse continuo. Calcular y dibujar el perfil de DBO y oxígeno disuelto hasta 5 km aguas debajo de donde se presente el punto crítico. Nótese que después del km 12,8 no se presenta sedimentación.

PTAR 1 Qp = 142 L/s DBOu(Lp) = 40 mg/LODp = 2 mg/L

YQy = 100 L/s DBOu (Ly)= 2 mg/L ODy = 8,5 mg/L

RIO XQR = 1,13 m3/s DBOu(LR) = 2,5 mg/LODR= 5,0mg/L

Carga distribuida

LD= 12 mg/L/d


8

7

6

5

4

3

2

1

0

16

14

12

10

8

6

4

2

0

Oxí

gen

o d

isue

lto

(mg

/L)

DBO

5 (m

g/L

)

-5 5 15 25 35 45 55 65 75

Distancia (km)

OD


▪ 334

Información adicional:

vR = 0,12 m/s H (m) = 1,83 m T oC = 15 oC

Cs = 10,1 mg/L kd = 0,264 @ 15 oC ks = 0,08 @ 15 oC

Se supone que los caudales de las descargas y de escorrentía no alteran las condiciones hidráulicas de la corriente y que la temperatura es la misma en todo el tramo de río.

Solución: Se divide el sector de río por estudiar en dos tramos. En el primer tramo se

consideran el efluente de la PTAR 1 y el aporte por escorrentía. En el segundo tramo, las condiciones al final de los 12,8 km en el río en conjunto con la descarga de la industria conforman las condiciones iniciales del segundo tramo de 1,0 km de longitud.

Solamente se tiene en cuenta el aporte por la carga distribuida y por las cargas puntuales; se ignoran la DBO nitrogenada, la respiración, la fotosíntesis y la demanda béntica.

1. Perfil de OD y DBO el tramo 1.


L0

1 13 2 5 0 142 401 13 0 142

6 69=++

=, * , , *

, ,, mg/L

OD0

1 13 5 0 0 142 21 13 0 142

4 67=+

+=

, * , , *, ,

, mg/ L

No se calcula la temperatura inicial porque se supone que la tempe-ratura es igual para todo el tramo de río.

D0 = 10,1 – 4,67 = 5,43 mg/L

ii) Cálculo y ajuste por temperatura de las constantes de reacción en el tramo 1

• Constante de reaireación (ka ) De acuerdo con la figura 9.1, ka se calcula utilizando la ecuación

de O’Connor y Dobbins

ka = = −3 93

0 12

1 830 55 20

0 5

1 51, *

,

,, @

,

,d oC

Para corregir ka por temperatura, se utiliza un θ igual a 1,024 y la ecuación 8.21.

ka corregida a 15 oC = 0,55 * 1,02415-20 = 0,488 d-1


▪ 335

• Constante de oxidación de la materia orgánica (kd) kd está a 15 oC = 0,264 d-1, por lo tanto, no hay necesidad de

corregir por temperatura.

• Constante de remoción global de la materia orgánica (kR)

kR = kd + ks = 0,264 + 0,08 = 0,344 d-1 @ 15 oC

Como kd y ks están a 15 oC, por lo tanto, no hay necesidad de corregir kR por temperatura.



L e ex

x x

<

− −= + −12800

0 3440 12 86400

0 3440 12 86406 69

120 344

1,,

,, *

,, * 00

D e ex

x

<− −= +

−( )128000 488

0 12 86400 05 430 210 6 69

0 488 0 344,

, * ,, ,

,, * ,,

, *,

, *344

0 12 864000 488

0 12 86400x x

e−

−

−−

−− −0 210 120 488 0 344 0 344

0 3440 12 86400

0 4880 12

, *( , , ) ,

,, *

,,e e

x x**86400

+ −

−0 264 120 488 0 344

1 0 4880 12 86400

, *, * ,

, *, *ex

Dándole diferentes valores a x (0 < x < 12.800 m), el siguiente cuadro resume los cálculos para el tramo 1:


-100 0,00 5,10 5,00 2,50

0 0,00 5,43 4,67 6,69

1,000 0,10 5,36 4,74 7,61

2,000 0,19 5,32 4,78 8,50

4,000 0,39 5,29 4,81 10,19

5,500 0,53 5,33 4,77 11,39

8,000 0,77 5,48 4,62 13,26

12,800 1,23 6,01 4,09 16,44



▪ 336

2. Perfil de OD y DBO el tramo 2.


QR = 1,13 + 0,142 = 1,27 m3/s

L0

1 27 16 44 0 1 21 27 0 1

15 39=+

+=

, * , , *, ,

, mg/L

OD0

1 27 4 09 0 1 8 51 27 0 1

4 41=+

+=

, * , , * ,, ,

, mg/L

No se calcula la temperatura inicial porque se supone que la tempe-ratura es igual para todo el tramo de río:

Do = 10,1 – 4,41 = 5,69 mg/L


En este tramo no se presenta sedimentación y se conserva la misma temperatura, por lo tanto, las constantes a 15 oC son:

ka = 0,488 d-1

kd = 0,264 d-1

kR = 0,264 d-1



L e ex

x x

>− −

= + −128000 264

0 12 864000 264

0 12 864015 390

0 2641,

,,

, *,

, * 00

D e ex

x

>− −

= +−( )12800

0 4880 12 864005 69

0 264 15 390 488 0 264

,, * ,, ,

,, *

00 2640 12 86400

0 4880 12 86400

,, *

,, *

x xe−

−

−−( )

−− −0 264 00 488 0 264 0 264

0 2640 12 86400

0 4880 12

, *, , ,

,, *

,, *e e

x x886400

+ −

−0 264 00 488 0 264

1 0 4880 12 86400

, *, * ,

, *, *ex


▪ 337

Dándole diferentes valores a x (x < 12.800 m), el siguiente cuadro resume los cálculos para el tramo 2:

x (m)x (m) desde

origent(d) desde x = 12.800

D (mg/L) OD (mg/L) DBO (mg/L)

–0,1 12,700 0,00 6,01 4,09 16,440 12,800 0,00 5,69 4,41 15,39

1,000 13,800 0,10 5,80 4,30 15,002,000 14,800 0,19 5,90 4,20 14,633,000 15,800 0,29 5,99 4,11 14,26

4,000 16,800 0,39 6,07 4,03 13,905,000 17,800 0,48 6,13 3,97 13,55


3. Perfil total de oxígeno disuelto y DBO El perfil total, desde el km 0 hasta el km 17 se presenta en las figuras

E10.3(1) y E10.3(2).

Figura E10.3(1) Perfil de OD para el ejercicio 10.3 Fuente: elaboración propia.

Figura E10.3(2) Perfil de DBO para el ejercicio 10.3 Fuente: elaboración propia.


▪ 338

10.4 CONDICIONES ANAERÓBICAS

Es posible que la magnitud de una descarga sea tan alta que logre rebajar el oxígeno disuelto en la corriente por debajo de cero (condiciones anaeróbicas). En tales casos, el modelo de Streeter y Phelps se debe modificar.

Por simplicidad se asume que kR = kd y que solamente se tiene una descarga, entonces, el modelo de Streeter y Phelps en términos del tiempo de viaje es:

L t L eok td( ) = − * (10.18)

D t D ek Lk k

e eok t d o

a R

k t k ta R a( ) = +−

−{ }− − −* * * (10.19)

El punto donde el sistema se vuelve anaeróbico el ecosistema se puede determinar resolviendo la ecuación 10.19 para t cuando D sea igual a Cs. En otras palabras, la solución se resume en resolver por ensayo y error la siguiente ecuación:

O D ek Lk k

e e Cok t d o

a R

k t k ts

a R a= +−

−{ } −− − −* * * (10.20)

Cuando se alcance este punto, el consumo de oxígeno no se hace a la tasa de kd*L sino a la tasa a la cual pasa el oxígeno de la atmósfera al agua, es decir, ka*Cs. Matemáticamente, la ecuación se puede escribir:

dLdt

k Ca s= − (10.21)

Si se define ti, como el tiempo en el cual empieza la zona anaeróbica y tf en el cual finaliza, la ecuación 10.21 se integra como:

L = Li – ka*Cs(t – ti) (10.22)

Finalmente, en el punto donde finaliza la zona anaeróbica se da que:

ka*Cs = kd*Lf (10.23)

Combinando las ecuaciones 10.22 y 10.23, el punto donde finaliza la zona anaeróbica se presenta en el tiempo tf determinado por la siguiente ecuación:

t tkk L k C

k Cf id

d i a s

a s

= +−1 * *

(10.24)

El empleo de las anteriores ecuaciones se ilustra en el ejercicio 10.4.


▪ 339

Ejercicio 10.4 Perfil de oxígeno disuelto teniendo en cuenta la zona anaeróbica

• Determinar el perfil de la concentración de OD en la corriente mostrada en el siguiente esquema. Asúmase que todas las constantes están dadas a la temperatura de la corriente.

QW = 10 L/s DBO5(Cw)= 1.500 mg/L ODw = 0 mg/L

QR = 283 L /s LR = 0 mg/L ODR = 7 mg/L v = 12,8 km/d

Cs = 8 mg/L

kR = kd = 0,2 d-1

ka = 0,6 d-1

Solución:1. Análisis aeróbico

i) Condiciones iniciales

• Oxígeno disuelto

283 L/s * 7 mg/L + 10 L/s * 0 mg/L = 293 L/s * ODo ⇒ ODo = 6,76 mg/L

Con Cs = 8 mg/L ⇒ Do = 8 – 6,76 = 1,24 mg/L

• DBO5

283 L/s*0 mg/L + 10 L/s * 1.500 L/s = 293 L/s*Lo ⇒ Lo = 51,2 mg/L

ii) Déficit crítico

tc =−

−−

10 6 0 2

0 60 2

11 24 0 6 0 2

0 2 51 2, ,,,

, ( , , ), * ,

ln

= 2 62, d

D x e e e( ) = +

−−{ }− − −1 24

0 2 51 20 6 0 2

0 6 2 62 0 2 2 62 0 6 2 62,, * ,, ,

, * , , * , , * , == 10 1, mg/L

ODmin = 8,0 – 10,1 = - 2,1 mg/L ⇒ El oxígeno baja de cero, lo que significa que se presentan condiciones anaeróbicas.

2. Análisis anaeróbico

i) Localización del punto inicial en donde empieza la zona anaeróbica

Empleando la ecuación 10.21, esta se resuelve por ensayo y error para encontrar el valor de t y luego el valor de x.

O e e et t t= +

−−{ } −− − −1 24

0 2 51 20 6 0 2

80 6 0 2 0 6,, * ,, ,

, * , * , *


▪ 340

Para t = 1,11d, la ecuación anterior es cero ⇒ xi = 1,11d * 12,8 km/d = 14,21 km

La DBO5 en ese punto es: = 51,2*e-0,2*1,1. = 41 mg/L

ii) Localización del punto final en donde se termina la zona anaeróbica e inicia la recuperación de la corriente

Empleando la ecuación 10.24, se tiene:

tf = +

−=1 11

10 2

0 2 41 0 6 80 6 8

4 64,,

, * , *, *

, d

xf = =4 65 12 8 59 54, * , ,d

kmd

km

La DBO5 en el punto donde termina la zona anaeróbica se calcula usando la ecuación 10.22:

Lf = 41 – 0,6 * 8(4,65 – 1,11) = 24 mg/L

3. Concentraciones de OD (perfil) después de la zona anaeróbica (región de recuperación)

Con base en la ecuación 10.7, se calcula el valor del déficit (D) a partir del punto donde la corriente se empieza a recuperar (x = 59,54 km). Nótese que la concentración OD0 en ese punto es cero:

D x e e e

x x x

( ) = −−

−−

− − −

80 2 240 6 0 2

0 6 59 5412 8

0 2 59 5412 8

0 6, ,,

, ,,

,, *, ,

559 5412 8

,,

Para diferentes valores de x ≥ 59,54 km, la figura E10.4 muestra el perfil de oxígeno.

Figura E10.4 Perfil de OD considerando la zona anaeróbica Fuente: elaboración propia.


▪ 341

10.5 LONGITUD DE MEZCLA2

Una de las principales aplicaciones de las ecuaciones estudiadas hasta el mo-mento es en el análisis de la descarga de un vertimiento en una corriente de agua superficial. Tales descargas pueden incluir los vertimientos de plantas de tratamiento de aguas residuales, alcantarillados combinados o aguas de escorrentía provenientes de actividades agrícolas y urbanas.

Cuando se trata de descargas puntuales es necesario determinar la distancia en la corriente a la cual el vertimiento se mezcla completamente con las aguas de la corriente. Esto se conoce comúnmente como longitud de mezcla (Lm) y su aplicación más importante es en la ubicación de las estaciones de muestreo pues estas se deben localizar después de Lm para tener en cuenta el efecto de la dilución.

Se empieza analizando el punto de vertimiento justo en el sitio donde ocurre la descarga, y la primera suposición clave que se hace es que el río es homogéneo con respecto a las variables de calidad del agua a lo largo del río (lateralmente) y a la profundidad (verticalmente). Tal como lo muestra la figura 10.2, la descarga se puede hacer desde la orilla directamente (figura 10.2 (a)) y usualmente se desarrolla una mancha o pluma que gradualmente se extiende a través del río y sobre toda la profundidad. Si, por el contrario, para mejorar las condiciones de dilución, la descarga se hace desde el centro o mitad de la sección a través de un difusor (figura 10.2 (b), por ejemplo, una tubería perforada a lo largo de la sección), entonces la pluma es más uniforme y el efecto de la descarga se diluirá a una distancia menor.

Planta Planta

Descarga

Sección Sección

(a) (b)

Figura 10.2 Tipos de descargas de aguas residuales en una corriente (Reproducida de la referencia 4)




▪ 342

En ambos casos, el cálculo de la distancia desde el punto donde ocurre el vertimiento para completar la mezcla es un tópico relativamente complicado cuyo efecto real debe ser determinado utilizando trazadores. Sin embargo, el orden de magnitud de la distancia desde una fuente puntual a la zona de mezcla completa puede ser simplificado teniendo en cuenta lo propuesto por Fischer et al. (1979).

Ya sea para cualquiera de los dos tipos de descarga que se muestran en la figura 10.2, se propone calcular un coeficiente de dispersión lateral para luego determinar la longitud de mezcla. La ecuación propuesta para determinar el coeficiente de dispersión lateral es:

Elat = 0,6Hv* (10.25)

Para una descarga realizada desde la orilla, la longitud de mezcla será:

L v BEm

lat

= × ×0 42

, (10.26)

Para una descarga en la mitad de la corriente, la longitud de mezcla será:

L v BEm

lat

= × ×0 12

, (10.27)

Donde, Lm es la distancia desde la fuente a la zona donde la descarga se mezcla lateralmente.

En las ecuaciones anteriores, las variables son:v : Velocidad promedio, m/sv* : Velocidad del agua en el plano de cizalla, m/sB : Ancho promedio, mH : Profundidad promedio, m


10.1 El agua residual de una pequeña industria se descarga continuamente en un río. Usando la información suministrada: (a) Calcular la concentración de OD y DBO a 60 km de la descarga, b) Encontrar el punto crítico y ubicarlo en el perfil de OD en la corriente, y c) Determinar la DBO a 20 km de la descarga.

Datos del río IndustriaODR = 6 mg/L ODw = 0 mg/LVelocidad = 0,3 m/s DBO5 =5.500 kg/dProfundidad = 2 m T = 20 oCAncho = 10 m Qw = 10 L/sT = 25 oC


▪ 343

Asumir que la DBO5 aguas arriba del punto de descarga de la indus-tria es igual a cero y que la constante kd es igual a 0,25 d-1 tanto para el río como para el vertimiento. Utilizar O´Connor y Dobbins para calcular ka.

Respuesta:

a) A 60 km el oxígeno disuelto = 5,08 mg/L y DBO = 7,17 mg/L

b) Perfil de oxígeno disuelto y ubicación del punto crítico


tc = 1,25 d ; xc = 32.364 m; ODcrítico = 4,7 mg/L y DBO = 10,03 mg/L

c) DBO5 a 20 km de la descarga = 14,85*(1- e-0,314*5) = 11,65 mg/L

10.2 Un río de 1,5 m3/s de caudal y una DQO de 5 mg/L recibe la descarga de un alcantarillado de aguas residuales domésticas de 400 L/s y una DQO de 230 mg/L. Antes del vertimiento, el río está 90% saturado de oxígeno, la temperatura tanto del río como la de la descarga es de 25 oC. La ka es igual a 0,58 d-1 y k1 a 20 oC es 0,35 d-1. Asumir que el modelo de Streeter and Phelps es aplicable para determinar: a) El punto crítico y b) La concentración máxima permisible para que la concentración en el río no baje de 4,0 mg/L de oxígeno disuelto.


▪ 344

Respuesta: a) Localización del punto crítico

TRAMO 1

Río Descarga Condiciones iniciales Corrección constantes

QR (m3/s) 1,5 0,4 Lo 52,37 θ 1,024

DBOC(mg/L) 5 230 ODo 5,87 ka corregida 0,653

NTK (mg/L) 0 0 Do 2,39 θ 1,047

DBOu 5 230 T oC 25,00 k1 corregida 0,440

OD (mg/L) 7,434 0 kR corregida 0,440

T oC 25 25

vR (m/s) 0,12

H (m)

x (km) t(d) D (mg/L) OD (mg/L) DBO (mg/L)

Carga distribuida –0,1 0,00 0,83 7,43 5,00

LD (mg/L/d) 0 0,00 2,39 5,87 52,37

2 0,19 5,29 2,97 48,10

Otros datos 4 0,39 7,59 0,67 44,19

Cs 8,26 4,68 0,45 8,25 0,01 42,93

T oC 25,00 4,69 0,45 8,26 0,00 42,91

ka 0,58 4,7 0,45 8,27 -0,01 42,89

k1 0,35 5 0,48 8,54 -0,28 42,35

ks o k3 0

kR 0,35

T oC 25,00

El punto crítico se presenta a 4,69 km y un tiempo de viaje de 0,45 d.

b) Concentración máxima permisible

TRAMO 1

Río Descarga Condiciones iniciales Corrección constantes

QR(m3/s) 1,5 0,4 Lo 52,37 θ 1,024


NTK (mg/L) 0 0 Do 2,39 θ 1,047



T oC 25 25

vR (m/s) 0,12

H (m)


▪ 345


Carga distribuida -0,1 0,00 0,83 7,43 5,00

LD (mg/L/d) 0 0 0,00 2,39 5,87 14,47

5 0,48 3,62 4,64 11,70

Otros datos 10 0,96 4,16 4,10 9,47

Cs 8,26 15 1,45 4,27 3,99 7,65

T oC 25,00 20 1,93 4,11 4,15 6,19

ka 0,58 22 2,12 4,00 4,26 5,69

k1 0,35 30 2,89 3,42 4,84 4,05

ks o k3 0

kR 0,35

T oC 25,00


Concentración máxima permisible de DQO = 50 mg/L

10.3 Para los datos del ejercicio 10.2, realizar el análisis anaerobio Respuesta:

tf ≅ 6,32 d; xf ≅ 67,08 km; L ≅ 12,3 mg/L

10.4 La quebrada Cristal corre a través de una zona agrícola antes de llegar a la ciudad de Metrolandia con un caudal de 1,13 m3/s. La DBOu aguas arriba de la quebrada es despreciable y se encuentra saturada (Cs = 10,1 mg/L @ 15 oC) de oxígeno disuelto. La zona agrícola tiene una longitud de 12,8 km y el aporte por escorrentía es de 32 kg/km/d. Al dejar la zona agrícola, en el km 12,8 descarga el efluente de la planta de tratamiento de aguas residuales con un caudal de 200 L/s, DQO de 20 mg/L y OD de 6 mg/L. Determinar la concentración de OD a 3,2 km aguas abajo de la descarga de la planta.


▪ 346

Información adicional: v = 0,046 m/s H = 1,83 m k1 = 0,8 @ 15 oC ks = 0,08 @ 15 oC

Usar: θ =1,047 para k1 y θ =1,024 para ka

Respuesta:

TRAMO 1

Rio Descarga Condiciones iniciales Corrección constantes

QR(m3/s) 1,13 0 Lo 0,00 θ 1,024


NTK (mg/L) 0 0 Do 0,00 θ 1,047



T oC 15 15

vR (m/s) 0,046

H (m) 1,83



LD (mg/L/d) 1,25 0 0,00 0,00 10,10 0,00

1 0,25 0,02 10,08 0,29

Otros datos 2 0,50 0,09 10,01 0,53

Cs 10,1 4 1,01 0,29 9,81 0,90

T oC 15,00 5,5 1,38 0,49 9,61 1,11

ka 0,3318 8 2,01 0,86 9,24 1,35

k1 0,8 12,8 3,22 1,57 8,53 1,60

ks o k3 0,08

kR 0,88

T oC 15,00

TRAMO 2

Rio Descarga Condiciones iniciales Corrección constantes

QR(m3/s) 1,13 0,2 Lo 4,37 θ 1,024

DBOC(mg/L) 1,60 20 ODo 8,15 ka corregida 0,295

NTK (mg/L) 0 0 Do 1,95 θ 1,047

DBOu 1,5993 20 T oC 15,00 k1 corregida 0,636


T oC 15,00 15

vR (m/s) 0,046

H (m) 1,83


▪ 347



LD (mg/L/d) 0 0 12,8 1,95 8,15 4,37

1 13,8 2,25 7,85 3,66

Otros datos 3,2 16 2,62 7,48 2,49

Cs 10,1

T oC 15,00

ka 0,3318

k1 0,8

ks o k3 0,08

kR 0,88

T oC 15,00

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS[1] CHAPRA Steven. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Engine-

ering/Math, 1997.


[3] SINCERO Arcadio P. AND SINCERO Gregoria A. Environmental Engineering - A design Approch., Prentice Hall, New Jersey, USA, 1996.



CAPÍTULO Estratificación térmica11

11.1 LOS CONCEPTOS DE ESTRATIFICACIÓN Y LAGO CÁLIDO TROPICAL

11.2 IMPORTANCIA DE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA

11.3 ESTRATIFICACIÓN EN LOS CUERPOS DE AGUA

11.3.1 Comportamiento estacional (termoclina estacional)

11.3.2 Comportamiento diurno (termoclina diurna)

11.4 MECANISMOS DE MEZCLA Y TRANSPORTE EN LOS CUERPOS DE AGUA LÉNTICOS

11.4.1 Acción del viento

11.4.2 Afloramiento del metalimnio

11.4.3 Afloramiento del hipolimnio

11.4.4 Flujos de entrada (afluentes)

11.5 MÉTODOS PARA EVALUAR LA ESTRATIFICACIÓN EN RESERVORIOS

11.5.1 Método comparativo

11.5.2 Método ARAI

11.5.3 Expresiones matemáticas (números adimensionales) para determinar el grado de estratificación

11.5.4 Estratificación determinada utilizando modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua

11.6 COMENTARIOS FINALES SOBRE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA

▪ 351

CAPÍTULO 11

Estratificación térmica

El entendimiento de la hidrodinámica de los cuerpos de agua lénticos ha mejorado mucho en los últimos años. Sin embargo, es muy difícil todavía para los limnólogos y otros investigadores entender cuantitativamente el régimen hidrodinámico que ocurre en un determinado lago o embalse en un momento particular. En este capítulo se emplea el término reservorio o cuerpo de agua para discutir temas relacionados no solo con lagos y embalses, sino que también se hace extensivo a cualquier otro volumen de agua en los que puedan ocurrir procesos de estratificación y mezcla.

Entender el régimen hidrodinámico en un reservorio es importante porque los mecanismos de mezcla y transporte que ocurren en él determinan, en gran parte, la calidad del agua. Los mecanismos de mezcla y transporte por considerar en este capítulo son los relacionados con la presencia o no del fenómeno de la estratificación térmica.

La densidad del agua está fuertemente influenciada por la temperatura y la concentración de materia disuelta y suspendida. Independientemente de la causa de las diferencias de densidad, el agua de menor densidad tiende a moverse hacia arriba y residir en la superficie de un reservorio, mientras que el agua de mayor densidad tiende a sumergirse. Así, el agua que entra a un reservorio trata de buscar un nivel dentro de éste que contenga agua de la misma densidad.

Cuando los gradientes de densidad son muy pronunciados se inhibe el proceso de mezcla y se origina lo que se conoce como estratificación térmica en un cuerpo de agua, o sea el establecimiento de diferentes capas de agua con distinta densidad. Por el contrario, los fenómenos que inducen el proceso de mezcla, tales como la velocidad del viento, la turbulencia debida a la entrada de grandes afluentes o cambios desestabilizadores por temperatura tienden a reducir o eliminar los estratos.

En consecuencia, la estratificación representa la distribución vertical de los gradientes de temperatura que se presentan principalmente en los reservorios


▪ 352

o cuerpos de agua lénticos. En ambientes lóticos es muy improbable que se presente la estratificación debido a que en este tipo de cuerpos de agua, la velocidad del agua rompe los estratos.

Analizar la estratificación en un cuerpo de agua es importante porque su establecimiento afecta la calidad del agua al inhibirse la entrada de oxígeno a las capas inferiores, lo que conduce a la generación de gases indeseables, mor-tandad de peces y a la resuspensión del hierro que se encuentre sedimentado. Este hierro, en las centrales hidroeléctricas, puede pasar a la casa de máquinas y ahí, en presencia de oxígeno, precipitarse creando incrustaciones en las tuberías y equipos mecánicos.

Adicionalmente, la temperatura tiene una gran influencia sobre las tasas de reacción de los cambios biológicos y químicos que ocurren en el agua. En consecuencia, la temperatura ejerce una alta influencia sobre la reproducción, crecimiento y el estado fisiológico de todas las especies vivas presentes en el agua.

Por otro lado, la temperatura desempeña un rol fundamental en el funciona-miento de los ecosistemas al regular o afectar distintos factores abióticos como son: la solubilidad de los nutrientes, solubilidad de gases, el estado físico de nutrientes, el grado de toxicidad de xenobióticos y propiedades fisicoquímicas del medio acuoso como el pH, el potencial redox, la densidad y la viscosidad. De hecho, la viscosidad del agua desempeña un rol importante en determinar la forma de peces y larvas de insectos en ambientes lóticos. Todas estas inte-racciones afectan, a su vez la distribución, la diversidad y el grado de actividad metabólica de los organismos vivos que integran un ecosistema.

Considerando la ubicación geográfica de los reservorios, estos se pueden clasificar en lagos templados (latitudes donde se presentan estaciones) y lagos cálidos tropicales. La mayoría de los estudios sobre la estratificación térmica se han realizado sobre los lagos localizados en zonas templadas debido a que estos están ubicados en los países desarrollados, lugares en los cuales los reservorios están sujetos a una mayor contaminación.

Teniendo en cuenta lo anterior, el propósito del tema presentado en este capítulo está relacionado principalmente con los estudios de estratificación en lagos cálidos tropicales, mas desde el punto de vista ingenieril que limnológico. Dada la poca investigación existente sobre este tipo de reservorios, la intención del material presentado es la de exponer varios casos de estudio en los cuales, valiéndose de diferentes metodologías, se han analizado y estudiado varios reservorios localizados en el trópico.

Antes de entrar a discutir la importancia de la estratificación térmica en los cuerpos de agua, es necesario aclarar y hacer énfasis al lector de que en los

esTrATifiCACión TérmiCA

▪ 353

reservorios, a diferencia de lo que pasa en las corrientes de agua, la calidad del agua está gobernada más por el estado del reservorio que por las características físicas, químicas y biológicas del agua almacenada. Se entiende por estado, el nivel de estratificación y eutroficación (temas de este y el próximo capítulo) que se presenta en el cuerpo de agua. Como se anotó en el capítulo 1, la diferencia radica en que los reservorios tienen un período de retención hidráulica que no se presenta en las corrientes de agua.

11.1 LOS CONCEPTOS DE ESTRATIFICACIÓN Y LAGO CÁLIDO TROPICAL

Se entiende por estratificación la presencia en un reservorio de tres capas bien diferenciadas, tal como se aprecia en la figura 11.1c. Cuando la estratificación ocurre, el flujo en el reservorio es limitado al epilimnio o capa superior. Además, como la mezcla vertical es inhibida por la estratificación, la reaireación del hipolimnio o capa inferior virtualmente no existe.

Cuando la estratificación está ausente, el agua se mezcla verticalmente y el flujo horizontal es insignificante a considerables profundidades (figura 11.1a y 11.1b). Puesto que el agua se mezcla verticalmente, el oxígeno disuelto se reemplaza constantemente aun en el fondo del reservorio, y condiciones anóxicas o de ausencia de oxígeno son muy improbables. En general, reservorios comple-tamente mezclados no tienen problemas de deficiencia de oxígeno.

En los reservorios estratificados existe una capa intermedia caracterizada por ser la región donde se presenta el mayor gradiente de temperatura, y se denomina metalimnio.

Es claro que tanto en los lagos templados como en los cálidos tropicales, la estratificación se rompe debido a los mecanismos de mezcla y transporte que se presentan. Sin embargo, es necesario tener en cuenta que en los reservorios ubicados en zonas templadas el factor que determina los procesos de mezcla es la estacionalidad climática (la ocurrencia de estaciones), mientras que en los lagos cálidos tropicales es la estacionalidad pluviométrica y la velocidad del viento. En vista de lo anterior, existen conceptos diferentes para medir el grado de estratificación de un reservorio, ya sea ubicado en una zona templada o en el trópico.

Adicionalmente, los mecanismos de mezcla y transporte en un embalse, es decir, la estratificación, también están influenciados, a diferencia de lo que sucede en un lago, por las reglas de operación del embalse.

En las zonas templadas se adopta como norma de estratificación el que exista en la termoclina, plano dentro del metalimnio donde ocurre el mayor gradiente de temperatura, una disminución de 1oC o más por cada metro de profundidad


▪ 354

(a) Embalse no estratificado. Mezclado por el viento

(b) Embalse no estratificado. Flujo Rápido

( c) Embalse estratificado. Turbulencia total

Figura 11.1 Comparación entre embalses estratificados y no estratificadosFuente: Empresas Públicas de Medellín. Metodología para realizar estudios de calidad del agua en el embalse Nechi, diciembre 1997

RíoNec

hí

MetalimnioMetalimnioMetalimnio

Hipolimnio

Temperatura

Profundidad

Temperatura

Profundidad

Temperatura

Profundidad

RíoNec

hí

RíoNec

hí Túnel de desviación

Túnel de desviación

Túnel de desviación

Epilimnio


▪ 355

(1oC/m). Hutchinson1 (1957) definió este tipo de reservorios como aquellos “con temperaturas por encima de 4 oC en invierno, grandes gradientes térmicos y dos períodos de circulación en primavera y al final del otoño” .

En zonas tropicales se dice que hay estratificación térmica cuando la dis-minución en la temperatura es de 0,2 oC o más por cada metro de profundidad (0,2 oC/m). Este criterio de clasificación se plantea sólo en algunos informes específicos sobre reservorios ubicados en el trópico. Esto lleva a pensar que en los reservorios cálidos tropicales la estratificación es de menor intensidad que en los reservorios localizados en zonas templadas, básicamente debido a la poca variación de temperatura en el ambiente durante el año.

Adicionalmente, existe el criterio de que para que un reservorio en el trópico se pueda considerar cálido se debe cumplir con la condición de que la temperatura mínima del agua debe estar por encima de 10 oC en condiciones normales y el promedio anual mínimo debe ser superior de 15 oC. Por ejemplo, los embalses y lagos de la sabana de Bogotá (Colombia) apenas logran cumplir este criterio y otros lagos tropicales localizados a más de 3.000 msnm no cumplen con estos requisitos. El criterio anterior de lago cálido tropical ha sido propuesto por el Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiental (CEPIS) en la referencia 1.

11.2 IMPORTANCIA DE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA

La estratificación térmica por sí sola es el fenómeno más importante que afecta la calidad del agua en muchos reservorios. En presencia de estratos, la actividad fotosintética no oxigena el hipolimnio, y la materia béntica y el proceso progre-sivo de sedimentación ejercen una demanda de oxígeno que termina agotando este compuesto. En ausencia de oxígeno las condiciones en el hipolimnio se tornan anaeróbicas con la consecuente generación de compuestos indeseables como metano (CH4), anhídrido sulfuroso (H2S) y otros tóxicos, y resuspensión de compuestos de hierro y manganeso.

La importancia de la estratificación en la calidad del agua se ve reflejada en el rompimiento de los estratos. Dado que la estratificación en los lagos cálidos tropicales se considera débil, esta se rompe fácilmente cuando durante la noche, en ausencia de la radiación solar, la temperatura del agua en la superficie alcanza valores cercanos a los 4 oC, como sucede en aquellos reservorios localizados por encima de los 3.000 msnm en el trópico. Conociendo que la densidad del agua decrece con la temperatura y que a 4 oC adquiere su mayor valor, en conse-cuencia, las capas de agua superiores son más densas y logran desplazar las de fondo.



▪ 356

Otro fenómeno asociado con la estratificación es la presencia de corrientes de densidad. Las corrientes de densidad se forman cuando el afluente a un embalse entra con una temperatura diferente a la existente en el reservorio; como resultado, el agua entrante tiende a buscar las capas de igual temperatura ocasionando flujos de agua que evitan la mezcla del agua.

Concluyendo, la estratificación normalmente no es un fenómeno permanente sino que se puede presentar varias veces durante el año, y en el trópico, a diario. La presencia de estratos, su rompimiento y la formación de corrientes de densidad se deben tener en cuenta en actividades o estudios como:

• Selección de la altura de captación. La altura a la cual se debe captar el agua en embalses destinados principalmente a riego, abastecimiento de agua potable y generación de energía deberá estar ubicada de tal manera que se capte agua de las capas que presenten la mejor calidad del agua. En los embalses estratificados, la captación se aconseja ubicarla en las capas superiores donde se presenta el agua de mejor calidad. Para evitar problemas de calidad del agua, se recomienda que la captación del agua se pueda hacer a diferentes alturas.

• Operación de los embalses. En los embalses destinados para generar energía, la cantidad y calidad del agua deberá hacer parte de las reglas de operación del embalse. En caso de que se disponga de un modelo de optimización para operar (modelo de despacho), la calidad del agua deberá hacer parte de las variables de operación incluidas en el modelo.

• Ubicación y permiso de vertimientos para emisarios submarinos. Los emi-sarios submarinos se deben evitar en aquellos reservorios en los cuales la estratificación se rompa fácilmente. Cuando se presenta esta situación, existe una alta probabilidad de que el agua contaminada entregada por el emisario se localice en las capas superiores cuando se rompe la estratificación.

11.3 ESTRATIFICACIÓN EN LOS CUERPOS DE AGUA

Para el estudio del movimiento del agua (hidrodinámica) en un reservorio es necesario tener en cuenta fundamentalmente tres factores externos: i) el flujo de agua entrante o afluente, ii) el flujo de agua saliente o efluente, y iii) las condiciones meteorológicas imperantes que afectan el movimiento del agua.

Las condiciones meteorológicas originan comportamientos distintos de la dinámica del reservorio dependiendo de la estación del año y de las condiciones diurnas que se presentan. Por lo tanto, en los numerales 11.3.1 y 11.3.2 se analizan dichas variaciones.


▪ 357

11.3.1 Comportamiento estacional (termoclina estacional)

Las características fisicoquímicas y biológicas del agua influencian la absorción de la energía solar. Estas características varían para cada reservorio en particular según la estación del año y a través del tiempo.

En el verano, las capas superiores son las receptoras más importantes del calor, pues dominan la radiación solar y ocasionan que las aguas más cálidas, menos densas y de calentamiento estable, se vayan superponiendo sucesiva-mente al agua de menor temperatura y, por ende, más densa. Sin embargo, en la realidad se ha notado que en la parte superior cercana a la superficie se forma una zona mezclada relativamente uniforme que en ciertos casos puede extenderse hasta por debajo de la zona fótica.

Al final del invierno y comienzos de la primavera, la masa de agua se en-cuentra completamente mezclada y a temperatura constante. El flujo afluente durante la primavera y el verano es más caliente que el agua en el reservorio; esta capa permanece en la superficie por tener una densidad menor. Paralela-mente, el calentamiento de las aguas superficiales que entran es más rápido que la distribución del calor ocasionada por la mezcla. El agua superficial en el reservorio se calienta y se disminuye su densidad al provocar una resistencia térmica al rompimiento de los estratos que se han formado.

Durante la primavera, en el reservorio se forman las tres capas o estratos bien diferenciados que se describieron en el numeral 11.1; el epilimnio, metalimnio e hipolimnio. Durante esta época, estos estratos son muy resistentes y no se rompen aunque se presentan diferencias apreciables de densidad.

El viento actúa sobre el epilimnio ocasionando que este se mezcle y que por consiguiente las características del agua en esta capa permanezcan constantes (figura 11.1 c). El espesor o profundidad de esta capa va aumentando a medida que transcurre el tiempo y agua más densa vaya entrando.

En el metalimnino o zona de transición, se presentan los gradientes más altos de densidad y, en consecuencia, no se presenta la turbulencia que ocurre en el epilimnio. Fundamentalmente, esta capa actúa como una barrera y no permite que se presente una mezcla vertical.

El hipolimnio se caracteriza por poseer unas características totalmente diferentes a las dos capas superiores. Es una zona profunda, fría y donde, lo más importante es su interacción con los sedimentos del fondo.

Las condiciones anteriores se dan prácticamente hasta el final del verano. A comienzos del otoño, disminuye la entrada de calor a la masa de agua lo cual genera que la temperatura en las capas superiores disminuya y se restablezca un


▪ 358

perfil uniforme de temperatura. Una vez llega el invierno, el agua afluente, que tiene menor inercia térmica que la de la masa de agua se enfría más rápido, e ingresa y se sitúa a una profundidad intermedia, dependiendo de la densidad que traiga. Al enfriarse el agua de la superficie y ser más densa, tiende a desplazar el agua menos densa de las capas inferiores, ocasionando la inestabilidad del cuerpo de agua y dando lugar a la mezcla de toda la masa de agua en el reservorio.

El comportamiento descrito anteriormente es típico de los lagos ubicados en las zonas templadas. Cuando los embalses ubicados en estas mismas zonas son de regulación, es decir, son grandes y no operan filo de agua, estos principios también aplican.

Para una información más profunda sobre el tema consúltense autores tan autorizados como el profesor Jörg Imberger (referencia 8).

11.3.2 Comportamiento diurno (termoclina diurna)

Debido a la radiación solar y a los cambios diurnos del agua afluente, la capa superficial es la que responde a los cambios diurnos. Por ejemplo, para una capa superficial de 5 m de espesor y una velocidad del viento de 2 m/s, la escala temporal h/u

* (5 m/1,84*10-3 m/s) es aproximadamente igual a 45 minutos. Lo

anterior significa que cada 45 minutos pueden estarse presentando variaciones hidrodinámicas en el reservorio.

Producto del análisis anterior, Imberger (referencia 9) sostiene que en los cuerpos de agua en los cuales las variaciones diarias son importantes se forma un fenómeno bicapa donde se presenta una capa superficial diurna o metalimnio en el cual existe una termoclina principal y un hipolimnio, tal como se muestra en la figura 11.2.

h h1

H2

Ho

H1

u

hv h2 ht

H A1

A2

Termoclina principal

Termoclina diurna

Figura 11.2 Esquema de estratificación en un reservorio2



∂ → ∂θ ρ

∆ → ∆θ ρ


▪ 359

Donde:

h2: Altura o profundidad del agua en la capa de fondo cuando solamente hay dos capas

h1: Altura o profundidad del agua en la capa superior

hT: Altura o profundidad de la termoclina (= h2)

L: Longitud característica del reservorio

St: Estabilidad, ver ecuación 11.6

As: Área superficial del reservorio

H: Altura o profundidad total del agua

hv: Altura del centro de gravedad del volumen de agua ≈ +−

+

hAh A hAh A h21 1

22 2

2

1 1 2 2

12

A1: Área superficial de la capa superior

A2: Área superficial de la capa inferior

H2: Pérdida de calor durante la noche

Los términos que no aparecen definidos en la lista anterior se encuentran explicados más adelante en la tabla 11.1.

La termoclina diurna se forma por el aumento de la temperatura en la capa superior debido a la radiación solar y puede desaparecer en la noche cuando baja la temperatura.

La termoclina principal es el plano en el metalimnio por donde pasa u ocurre el mayor gradiente de temperatura, es decir, la termoclina no es físicamente una capa. El cambio brusco que se presenta en el metalimnio es generado por los mecanismos de mezcla. El metalimnio es la masa de agua existente entre la capa superior y el sitio donde la temperatura empieza a “suavizarse” . De este punto en adelante la temperatura se mantiene relativamente constante hasta el fondo, formando el hipolimnio.

Teniendo en cuenta la alta dificultad de medir las tantas variables que intervienen en la dinámica diurna del agua en los reservorios, es muy difícil definir el espesor de la capa superficial. La temperatura y la densidad del agua, especialmente en las zonas tropicales, raramente son uniformes en la superficie y mucho menos cuando hay una alta influencia del viento. Para poder tener datos más confiables se hace necesario trabajar los procesos de mezcla a escalas temporales y espaciales muy pequeñas lo que implica la recolección de una gran cantidad de datos que encarecen y dificultan los estudios.


▪ 360

11.4 MECANISMOS DE MEZCLA Y TRANSPORTE EN LOS CUERPOS DE AGUA LÉNTICOS

Como se mencionó anteriormente determinar el régimen hidrodinámico que se presenta en un reservorio es muy importante porque este puede establecer o afectar la calidad del agua en el ecosistema.

La evaluación, el análisis y la investigación sobre la hidrodinámica de los lagos y embalses se encuentran desarrollados y son muy extensos, y se refieren a los reservorios localizados en zonas templadas. Para las zonas tropicales, los estudios son muy pocos (referencias 6 y 12), y prácticamente todos son aplicaciones o réplicas de los estudios que se han realizado en las zonas templadas. Conse-cuencia de ello, no existe unanimidad de criterios en cuanto a la interpretación y evaluación de los mecanismos de mezcla y transporte.

Teniendo en cuenta lo anterior, el enfoque y alcance dado por el autor a este tema en este capítulo trata de resumir y presentar los que, a su criterio, son los principales mecanismos de mezcla y transporte que ocurren en un reservorio localizado en zonas tropicales sin entrar en formulaciones o desarrollos mate-máticos complejos que pueden encontrarse con mayor detalle en la bibliografía.

11.4.1 Acción del viento

La gran mayoría de los embalses y lagos presentan algún grado de estratificación térmica al menos durante alguna época del año. Por ejemplo, en las zonas tem-pladas pueden presentarse estratos durante nueve meses al año mientras que en las zonas tropicales son típicas las estratificaciones débiles y de carácter diurno.

Cuando el viento sopla forma en la superficie una capa relativamente del-gada separada del epilimnio por una termoclina diurna (figura 11.2). El viento, actuando sobre la superficie durante los períodos de estratificación, imparte tanto energía cinética como momento al agua localizada en la superficie. La energía cinética distribuye el momento hacia abajo (verticalmente), creando un movimiento en la superficie del agua en la dirección del viento. La masa de agua en movimiento puede llegar a desplazar el metalimnio hacia abajo y la capa superficial se mezcla.

Una pregunta que puede llegar a ser de gran importancia ecológica es si las condiciones meteorológicas son tales que la capa superficial permanezca estratificada o se mezcle en alguna época del año en particular con el resto del cuerpo de agua. Este interrogante puede ser resuelto comparando la magnitud del trabajo realizado por el viento con la tasa a la cual la energía térmica adiciona energía potencial a la capa formada en la superficie del cuerpo de agua.

Imberger (referencia 8) propone evaluar el comportamiento diurno en un embalse o lago calculando el número I para establecer si la capa superficial


▪ 361

se pierde mezclándose con el resto o se conserva estratificada. La expresión propuesta para calcular el número I es la siguiente:

I hl R

e hlH k

R

Ho

k= −

−

+−11

11

( ) (11.1)

Para la definición de los términos relacionados con la ecuación (11.1), ver la figura 11.2 y la tabla 11.1.

Tabla 11.1 Definición de variables asociadas a la hidrodinámica de los reservorios

Variable Definición

H Profundidad de la termoclina diurna

lc u

H gHp

0

03

0

=

ρ

α*

Cp: Calor específico del aguaρ0: Densidad de aguaα: Coeficiente de expansión térmica ≅ 2,5*10-4 oC-1

H0: Radiación de onda corta (W/m2)g: Aceleración de la gravedad

Rk = kd*h kd : coeficiente de extinción (s-1)

lc u

H gHp

0

03

0

=

ρ

α* H1: Transferencia de calor en la capa superficial

uC Uaire d w

*

* *=

ρ

ρ

2

0

u* = velocidad en el plano de cizalla

ρaire = densidad de aireCd = Coeficiente de fricción = 0,00052*(Uw)0,44; (Uw en m/s)Uw = Velocidad del viento a 10 m de altura.


En consecuencia, el número I provee una indicación si la capa superficial que se forma tiene una tendencia a permanecer estratificada (I > 0,2) o a mezclarse (I < 0,2).

11.4.2 Afloramiento del metalimnio

Puede darse el caso en que la estratificación de un reservorio no sea total y se presenten dos capas. Al soplar el viento la masa de agua se mueve en la misma dirección y es arrastrada hasta la orilla; puede ocurrir que choque en el talud y se devuelva ocasionando el rompimiento de las capas y se presente la mezcla del agua. Cuando esta situación se da, comienzan a tener importancia para la descripción del fenómeno otras variables como la longitud del cuerpo de agua sobre la que actúa el viento (L) y su relación con la profundidad de la zona de mezcla (h).


▪ 362

Imberger propone en la referencia 8 el número de Wedderburn (W) como un buen indicador para caracterizar la ocurrencia del fenómeno descrito.

Wg h

u L=

∆* *

**

ρρ0

2

2 (11.2)

Los términos de la ecuación 11.2 ya fueron definidos anteriormente. W es la relación entre las fuerzas viscosas y la velocidad del viento actuando sobre la superficie del agua. Si la velocidad del viento es tal que W < 1, entonces se rompe la estratificación y la capa de agua más profunda puede aflorar a la superficie.

Helmbrecht, en la referencia 6, argumenta que el número W es aplicable en situaciones en las cuales el proceso ocurre en medio confinado. Para los casos en que el fenómeno ocurra en un medio sin confinamiento, es decir, cuando la relación L/h sea muy alta, propone utilizar el número de Richardson.

R g Dui =

∆ρρ

**

*2 (11.3)

Donde, Helmbrecht denomina a D como la profundidad de la zona de mezcla. Cuando D = h; entonces, se cumple que:

W = (D/L) * Ri (11.4)

11.4.3 Afloramiento del hipolimnio

Si el momento impartido por el viento es lo suficientemente alto, el agua resi-dente en la parte más profunda del reservorio puede aflorar a la superficie. Este fenómeno se ha reportado aún en embalses de gran tamaño en los cuales la rotación de la tierra es importante. Imberger (referencia 8), considerando que la estratificación es un fenómeno continuo, con base en el número de Wedderburn propone utilizar el número de lago (LN) para determinar la posibilidad de que, en reservorios donde se presentan los tres estratos, el agua del hipolimnio pueda aflorar a la superficie. La expresión para calcular el LN propuesta es la siguiente:

LS H h

u A H hN

t t

s v

=−

−

( )

* * ( )*2

32

(11.5)

Las variables involucradas en la ecuación (11.5) pueden apreciarse en la figura 11.2. H es la altura total del reservorio, ht es la altura desde el fondo hasta la termoclina estacional, hv es la altura desde el fondo hasta el centro del volumen del reservorio, As es el área superficial y St es la estabilidad. Para determinar la estabilidad y hv se propone utilizar las siguientes ecuaciones:


▪ 363

S g h z z A z dz gAA h h h hAh A ht

H

v= −( )( ) ( ) ≈∆ +

+∫1 1

20 0 0

1 2 1 2 1 2

1 1 2ρρ

ρ*

( )

( 22) (11.6)

h hAh A hAh A hv ≅ +

−

+

21 1

22 2

2

1 1 2 2

12 ( )

(11.7)

En las ecuaciones 11.5, 11.6 y 11.7 se nota que en el cálculo de LN se tiene en cuenta la batimetría del lago o embalse. Cuando LN > 1 significa que el cuerpo de agua es estable y no se rompe la estratificación; lo contrario ocurre para valores de LN menores de 1.

Combinando el significado de los números W y LN es claro que si W < 1, pero LN > 1, entonces, el viento induce fuertes oscilaciones verticales que pueden romper los estratos.

11.4.4 Flujos de entrada (afluentes)

Cuando un afluente, fundamentalmente el tributario principal, entra a un embalse se pueden presentar varias situaciones:

• El tiempo de retención hidráulico es menor de 30 días y el embalse opera “filo de agua” . En estos casos lo más probable es que el flujo del afluente siga “derecho” (ver la figura 11.2 y el numeral 11.5) tendiendo a conservar el cauce que tenía antes de que se formara el vaso. La calidad del agua efluente, por consiguiente, será similar o estará gobernada por el tributario mientras que en el hipolimnio no se presentará mezcla y el cuerpo de agua presentará una estratificación bicapa.

• La temperatura del tributario es diferente a la del cuerpo de agua. La masa de agua entrante trata de buscar o de igualar la temperatura originando un flujo interno que puede mezclar o no la columna de agua en el embalse. En estas situaciones se crea una corriente separada e independiente dentro del embalse.

Independiente de la situación que se presente, el embalse estará sometido a la influencia entre las fuerzas de inercia del flujo horizontal (afluente) y las fuerzas gravitacionales dentro del embalse. A la relación entre las fuerzas de inercia y las gravitacionales se le denomina número densimétrico de Froude (FRi). En términos prácticos FRi es una medida de la probabilidad con la cual el flujo horizontal alterará la estructura de la densidad térmica interna.

F v

g D

Q

ARi

i

i

= =∆

=∆

Fuerzas de inerciaFuerzas de gravedad ρ

ρρ

0

* *ρρ0

* *g D

(11.8)


▪ 364

Donde:

FRi: número densimétrico de Froude, adimensional

v = Velocidad horizontal del agua

∆ρ = diferencial de densidad a una profundidad H = ρo – ρρ = densidad del agua a la temperatura de análisis

D = Radio hidráulico

g: constante gravitacional = 9,8 m/s2

Qi = Caudal afluente

Ai = Área transversal o área afluente

Cuando el embalse está completamente mezclado, la inercia del flujo y su turbulencia son suficientes para variar completamente la estructura gravitacio-nal; en estos casos FRi es muy alto (FRi > 1). Si el embalse es muy profundo, las isotermas, líneas de igual temperatura, son horizontales, y la inercia del flujo longitudinal es insuficiente para perturbar el estado de equilibrio del embalse, excepto en las entradas y las salidas del embalse. En estos casos, el embalse es estratificado y FRi es muy bajo (FRi < 1).

Si se correlacionan las ecuaciones (11.3) y (11.8), se establece que el número de Froude se puede escribir en términos del número de Richardson mediante la siguiente ecuación:

RFiRi

=1 (11.9)

Autores como Hondzo & Stefan (referencia 7) han propuesto variar el número de Froude en función del área del espejo de agua. Proponen la siguiente ecuación:

F ug hRi =

*

,( * ´)0 5 (11.10)

Donde, h´ se obtiene con la siguiente expresión:

hAHs´,

=

−0 25

2

(11.11)

Siendo As el área del espejo del agua y H la profundidad máxima del reser-vorio. Este criterio aplica para reservorios con áreas superficiales menores de 25 km2

11.5 MÉTODOS PARA EVALUAR LA ESTRATIFICACIÓN EN RESERVORIOS

Por regla general casi todos los reservorios con profundidades mayores a 5 m presentan algún grado de estratificación durante alguna época del año. En los


▪ 365

embalses la estratificación se puede romper debido a las fluctuaciones de la altura del agua. La excepción la constituyen los embalses que operan “filo de agua” que tienen tiempos de residencia menores a 30 días3. En estos embalses, el afluente tiende a fluir por la capa superior y seguir “derecho” dejando la capa de fondo con poca circulación, tal como lo muestra la figura 11.3. En estos casos se dice que en el embalse se presentan dos capas.

Capa superficial

Poca circulaciónefectiva

Viento

Figura 11.3 Circulación del agua en un embalse operando “filo de agua4”

Desde el punto de vista ingenieril, los estudios sobre estratificación se pueden resumir en dos grupos:

• Embalses o lagos existentes. En estos estudios la estratificación se analiza o evalúa principalmente para definir o tratar de predecir la calidad del agua que se va a captar, es decir, son estudios relacionados con la administración del recurso en el caso de los lagos y las reglas de operación en el caso de los embalses.

• Embalses no construidos. Los estudios de calidad del agua para embalses que se encuentran en etapa de planeación están relacionados principalmente con la ubicación de la captación. La presencia o no de los estratos será una variable a tener en cuenta por el diseñador en la localización y altura de la captación. También, los estudios de calidad del agua en embalses propuestos se usan para definir los usos del agua.

Determinar la presencia de la estratificación en un reservorio existente consiste simplemente en tomar o medir la temperatura del agua a diferentes profundidades. Con los valores de la temperatura y la profundidad se grafica el perfil térmico. Finalmente se chequean en el perfil térmico los gradientes de temperatura y se comparan con los criterios establecidos en el numeral 11.1.3 Metcalf and Eddy (Referencia 10).4 http://www.jmarcano.com/nociones/fresh3.html#clases


▪ 366

Predecir los gradientes térmicos es una labor compleja debido a las condi-ciones físicas prevalecientes, por los fenómenos de mezcla y por la geometría del reservorio. Factores tales como la configuración del fondo, magnitud y configuración de afluentes y grado de exposición o protección contra los vientos son muy difíciles de cuantificar. Puesto que los parámetros que son difíciles de cuantificar son críticos para la determinación de las características de es-tratificación, hasta el momento no se han hecho intentos para desarrollar un procedimiento de cálculo estandarizado.

En la práctica se han utilizado algunos métodos de aproximación para la predicción de la estratificación, entre los cuales, se pueden citar:

• Método comparativo• Método de ARAI• Expresiones matemáticas como el número densimétrico de Froude y el número

de Richardson, el número de lago, etc.• Modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua.

11.5.1 Método comparativo

El método comparativo se basa en el análisis de los perfiles de temperatura de reservorios existentes en zonas con características climatológicas y morfológicas parecidas a las del reservorio en estudio. Si en los reservorios similares se ha presentado la estratificación, existe una alta posibilidad de que esta se presente en el reservorio en estudio.

Para propósitos comparativos se analizará la posibilidad de estratificación en el futuro embalse de X comparándolo con los embalses existentes Y y Z cuyas características se resumen en la tabla 11.2.

Tabla 11.2 Parámetros usados para la generación de gradientes térmicos

EmbalsesY Z

Altitud (msnm) 758 975Profundidad (m) 70 13Área superficial (km2) 2,4 0,65Volumen (Mm3) 72 85Tiempo de detención (días) 6,5 9

Las tablas 11.3, 11.4 y 11.5 presentan los datos de temperatura y los gradien-tes en los embalses Z (sitio de captación) y Y (sitio de captación y zona media del embalse). Un análisis de los gradientes calculados en las tablas mencionadas para ambos embalses permite concluir que estos embalses son débilmente estratificados.


▪ 367

Tabla 11.3 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Z Sitio de captación

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

10–mayo–89

27,8 28,0 0,96

23,0 23,0 0,12

22,4 18,0 0,08

22,0 13,0 0,06

21,2 0,0 0,24(2)

9–junio–89

25,0 28,0 0,20

24,0 23,0 0,30

22,5 18,0 0,10

22,0 13,0 –0,12

23,5 0,0 0,05(2)

1–agosto–89

27,0 28,0 0,92

22,4 23,0 –0,08

22,8 18,0 0,54

20,1 13,0 0,08

21,1 0,0 0,21(2)

3–abril–91

26,0 41,0 0,12

24,8 31,0 0,12

23,6 21,0 0,05

22,5 0,0 0,09(2)

9–octubre–91

26,1 39,0 0,21

24,0 29,0 0,05

23,5 19,0 0,03

23,0 0,0 0,08(2)

7–noviembre–91

25,0 41,0 0,02

24,8 31,0 0,03

24,5 21,0 0,07

23,0 0,0 0,05(2)

28–octubre–93

26,0 28,0 0,56

23,2 23,0 0,08

22,8 18,0 0,12

22,2 13,0 0,02

22,0 0,0 0,14(2)


▪ 368

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

17–febrero–94

25,5 28,0 0,28

24,1 23,0 0,26

22,8 18,0 0,1

22,3 13,0 0,1

21,0 0,0 0,16(2)

7–septiembre–94

25,8 28,0 0,50

23,3 23,0 0,14

22,6 18,0 0,00

22,6 13,0 0,09

21,4 0,0 0,16(2)

8–febrero–95

25,9 28,0 0,34

24,2 23,0 0,22

23,1 18,0 0,14

22,4 13,0 0,08

21,3 0,0 0,16(2)

31–agosto–95

27,4 28,0 0,88

23,0 23,0 0,18

22,1 18,0 0,10

21,6 13,0 –0,02

21,8 0,0 0,20(2)

27–marzo–96

25,0 28,0 0,18

24,1 23,0 0,40

22,1 18,0 –0,04

22,3 13,0 0,02

22,0 0,0 0,11(2)

21–agosto–96

26,8 28,0 0,48

24,4 23,0 0,24

23,2 18,0 0,12

22,6 13,0 0,06

21,8 0,0 0,18(2)

5–febrero–97

26,2 28,0 0,24

25,0 23,0 0,28

23,6 18,0 0,12

23,0 13,0 0,04

22,5 0,0 0,13(2)

(1) El valor de la profundidad cero corresponde al fondo del embalse(2) Gradiente total de temperatura = (T °C superficie - T °C fondo)/ profundidad total

Fuente: Empresas Públicas de Medellín


▪ 369

Tabla 11.4 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Y Sitio de captación

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

6-noviembre-8324,0 25,0 0,0024,0 12,0 0,0223,8 0,0 0,17(2)

14-mayo-8427,5 42,0 0,1725,0 27,0 0,0623,5 0,0 0,1(2)

12-junio-8425,5 49,0 0,124,0 34,0 0,0123,5 0,0 0,04(2)

10-julio-8427,0 46,0 0,2723,0 31,0 0,0023,0 0,0 0,09(2)

25-septiembre-8425,6 50,0 0,1323,7 35,0 0,0123,2 0,0 0,05(2)

24-octubre-8423,5 42,0 0,1022,0 27,0 0,00(2)

22,0 0,0 0,04

20-marzo-8625,5 45,0 0,1723,0 30,0 0,0222,5 0,0 0,07(2)

7-abril-8626,0 30,0 0,2023,0 15,0 0,0023,0 0,0 0,10(2)

19-mayo-8627,0 49,0 0,2323,5 34,0 0,0123,0 0,0 0,08(2)

17-junio-8626,5 41,0 0,1724,0 26,0 0,0423,0 0,0 0,09(2)

8-abril-8727,0 40,0 0,224,0 25,0 0,0223,5 0,0 0,09(2)

28-abril-8728,0 40,0 0,1525,0 20,0 0,0524,0 0,0 0,10(2)


▪ 370

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

14-mayo-8728,0 30,0 0,1725,5 15,0 0,0724,5 0,0 0,12(2)

19-mayo-8728,8 34,0 0,2225,5 19,0 0,0724,2 0,0 0,14(2)

3-junio-8728,5 35,0 0,1825,8 20,0 0,0724,5 0,0 0,11(2)

10-diciembre-8726,0 41,0 0,1423,0 20,0 - 0,0323,5 0,0 0,06(2)

12-abril-8827,8 40,0 0,1824,2 20,0 - 0,0525,1 0,0 0,07(2)

11-mayo-8827,5 45,0 0,1624,3 25,0 0,0124,0 0,0 0,08(2)

1-septiembre-8826,5 34,0 0,1923,0 16,0 0,0322,5 0,0 0,12(2)

7-febrero-8926,8 40,0 0,2222,5 20,0 0,0022,5 0,0 0,11(2)

5-abril-9027,0 45,0 0,1025,0 25,0 0,0424,0 0,0 0,07(2)

17-octubre-9027,9 41,0 0,1923,9 20,0 0,0023,8 0,0 0,10(2)

4-noviembre-9026,2 48,0 0,1024,2 28,0 - 0,0124,4 0,0 0,04(2)

26-febrero-9126,5 39,0 0,1823,8 24,0 0,0123,6 0,0 0,07(2)

17-noviembre-9126,0 39,0 0,1124,0 20,0 0,0523,0 0,0 0,08(2)


▪ 371

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

11-febrero-92

25,5 35,0 0,11

23,5 17,0 0,00

23,5 0,0 0,06(2)

22-septiembre-92

25,5 37,0 0,11

23,5 18,0 0,03

23,0 0,0 0,07(2)

8-febrero-93

26,5 36,0 0,17

23,5 18,0 0,00

23,5 0,0 0,08(2)

13-octubre-93

26,5 44,0 0,11

24,0 22,0 0,05

23,0 0,0 0,08(2)

7-marzo-94

26,0 39,0 0,15

23,0 19,0 - 0,03

23,5 0,0 0,06(2)

22-junio-94

27,5 42,0 0,14

24,5 21,0 0,02

24,0 0,0 0,08(2)

10-noviembre-94

25,5 44,0 0,09

23,5 22,0 0,00

23,5 0,0 0,05(2)

1-marzo-95

25,5 38,0 0,11

23,5 19,0 0,00

23,5 0,0 0,05(2)

6-julio-95

27,0 43,0 0,14

24,0 22,0 0,02

23,5 0,0 0,08(2)

14-noviembre-95

24,5 43,0 0,07

23,0 22,0 0,00

23,0 0,0 0,03(2)

24-octubre-96

25,0 44,0 0,09

23,0 22,0 0,00

23,0 0,0 0,05(2)

(1) El valor de la profundidad cero corresponde al fondo del embalse(2) Gradiente total de temperatura = (T °C superficie - T °C fondo)/ profundidad total



▪ 372

Tabla 11.5 Datos de temperatura y gradiente para el embalse Y Zona media del embalse

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

6-noviembre-83

24,2 25,0 0,31

23,2 12,0 0,02

23,0 0,0 0,17(2)

15-mayo-84

26,0 43,0 0,17

25,0 28,0 0,06

24,0 0,0 0,1(2)

12-junio-84

26,5 46,0 0,1

24,0 31,0 0,01

23,0 0,0 0,04(2)

10-julio-84

26,0 43,0 0,27

23,5 28,0 0,00

23,0 0,0 0,09(2)

26-septiembre-84

25,3 48,0 0,13

23,4 33,0 0,01

22,9 0,0 0,05(2)

19-mayo-86

26,0 47,0 0,10

23,0 32,0 0,00

23,0 0,0 0,04(2)

17-junio-86

27,0 47,0 0,17

24,0 32,0 0,02

23,0 0,0 0,07(2)

8-abril-87

27,0 30,0 0,20

24,0 15,0 0,00

23,0 0,0 0,10(2)

28-abril-87

27,0 49,0 0,23

24,5 34,0 0,01

24,0 0,0 0,08(2)

14-mayo-87

28,0 41,0 0,17

24,0 26,0 0,04

24,0 0,0 0,09(2)


▪ 373

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

19-mayo-87

29,0 40,0 0,2

25,5 25,0 0,02

24,0 0,0 0,09(2)

3-junio-87

29,0 40,0 0,15

26,5 20,0 0,05

24,5 0,0 0,10(2)

10-diciembre-87

29,0 30,0 0,17

27,0 15,0 0,07

27,0 0,0 0,12(2)

19-mayo-87

27,0 34,0 0,22

23,2 19,0 0,07

22,6 0,0 0,14(2)

3-junio-87

26,7 35,0 0,18

24,2 20,0 0,07

24,3 0,0 0,11(2)

10-diciembre-87

27,5 41,0 0,14

24,6 20,0 - 0,03

24,0 0,0 0,06(2)

12-abril-88

25,5 40,0 0,18

23,0 20,0 - 0,05

22,5 0,0 0,07(2)

11-mayo-88

27,5 45,0 0,16

22,5 25,0 0,01

22,5 0,0 0,08(2)

1-septiembre-88

26,0 34,0 0,19

24,0 16,0 0,03

23,0 0,0 0,12(2)

7-febrero-89

28,1 40,0 0,22

24,4 20,0 0,00

23,7 0,0 0,11(2)

5-abril-90

25,5 45,0 0,10

23,2 25,0 0,04

23,2 0,0 0,07(2)


▪ 374

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

17-octubre-90

26,8 41,0 0,19

23,6 20,0 0,00

23,5 0,0 0,10(2)

4-noviembre-90

26,5 48,0 0,10

24,2 28,0 - 0,01

23,0 0,0 0,04(2)

26-febrero-91

25,5 39,0 0,18

23,5 24,0 0,01

24,0 0,0 0,07(2)

17-noviembre-91

25,5 39,0 0,11

23,5 20,0 0,05

23,5 0,0 0,08(2)

11-febrero-92

26,0 35,0 0,11

23,5 17,0 0,00

23,5 0,0 0,06(2)

22-septiembre-92

27,0 37,0 0,11

23,8 18,0 0,03

23,5 0,0 0,07(2)

8-febrero-93

26,0 36,0 0,17

24,0 18,0 0,00

23,5 0,0 0,08(2)

13-octubre-93

27,5 44,0 0,11

24,5 22,0 0,05

24,5 0,0 0,08(2)

7-marzo-94

26,0 39,0 0,15

23,5 19,0 - 0,03

23,5 0,0 0,06(2)

22-junio-94

25,5 42,0 0,14

23,5 21,0 0,02

23,5 0,0 0,08(2)

10-noviembre-94

27,0 44,0 0,09

24,0 22,0 0,00

24,0 0,0 0,05(2)


▪ 375

FechaTemperatura

°CProfundidad(1)

(m)Gradiente

(°C/m)

1-marzo-95

24,5 38,0 0,11

23,0 19,0 0,00

23,0 0,0 0,05(2)

6-julio-95

25,5 43,0 0,14

23,0 22,0 0,02

23,0 0,0 0,08(2)

(1) El valor de la profundidad cero corresponde al fondo del embalse(2) Gradiente total de temperatura = (T oC superficie - T oC fondo)/ profundidad total


En el embalse Z, se lleva a cabo, en diferentes sitios, un muestreo rutinario desde 1988. El muestreo se realiza con frecuencia semestral y en la captación (sitio más representativo del embalse para generación eléctrica) se leen tempe-raturas a varias profundidades. Los gradientes totales calculados se muestran en la figura 11.4.

Figura 11.4 Gradientes de temperatura en los embalses Playas y PunchináFuente: elaboración propia

El gradiente total de temperatura (T oC superficie - T oC fondo/profundidad) para todas las fechas en que hubo muestreo siempre fue menor del criterio 0,2 oC/m, a excepción de los meses de mayo y agosto de 1989 (0,24 y 0,21 oC/m respectivamente). En estos meses se obtuvieron valores ligeramente superiores al criterio. Se observa también que de los 14 datos existentes, en 11 el gradiente

1

0,9

0,8

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

0

Gra

die

nte

de t

empe

ratu

ra (

°C/m

)

18-Feb-82 14-Nov-84 11-Ago-87 07-May-90 31-Ene-93 28-Oct-95 24-Jul-98

Embalse ZEmbalse Y - sitio de captaciónEmbalse Y - zona media


▪ 376

en la superficie (primeros 5 a 10 m columna de agua) se sobrepasa el criterio de los 0,2 oC/m. Esto es entendible dada la alta radiación solar que existe en la zona, sin embargo, el calor se disipa en la masa de agua y el gradiente a mayor profundidad se estabiliza y está siempre por debajo del criterio.

Para el caso del Y se presentan gradientes de temperatura similares y aun menores (muy suaves), en ambos sitios incluidos, a los que se presentan en el embalse Z. La figura 11.4 muestra que en ninguna ocasión el gradiente total superó la norma de estratificación establecida para embalses cálidos tropicales. Nuevamente, se aprecia (tablas 11.3 y 11.4) que la norma únicamente es superada en las capas superficiales pero sin llegar en ninguna época del año a superarse la norma de estratificación para lagos templados.

Se puede concluir entonces que los gradientes de temperatura que se pre-sentan en los embalses Y y Z están muy por debajo del valor de 1,0 oC utilizado como criterio para definir la estratificación en lagos templados, y en muy pocas ocasiones se sobrepasa el criterio de estratificación en lagos cálidos tropicales.

Con base en el método comparativo que predice la posible estratificación de un embalse comparándolo con otros embalses, se puede concluir que el embalse X se comportará como un lago cálido tropical no estratificado o débilmente estratificado. Esto significa que cuando el embalse esté formado, no se presentará una mezcla vertical del agua de tal manera que las capas de fondo puedan llegar a ocupar las capas superficiales en alguna época del año.

11.5.2 Método ARAI 5

Este método tiene como base las características físicas del reservorio, y esta-blece que se presenta estratificación cuando se cumplen obligatoriamente dos condiciones:

Primera condición: El tiempo de retención hidráulico es mayor de 34 días.

tQd

efluente

=∀ (11.12)

Segunda condición: La relación entre el área superficial y el caudal afluente mayor a 10 ha*s/m3.

A

Qha sm

s

efluente

≥ 103

* (11.13)

Donde, As representa el área del espejo de agua.

5 Adaptado de la Referencia 5


▪ 377

Teniendo en cuenta que en los embalses las características físicas cambian de acuerdo con las reglas de operación, la estratificación debe analizarse en condiciones de caudales medios, máximos y mínimos.

Ejercicio 11.1 Aplicación del método de ARAI para predecir la estratificación térmica en el embalse Playas

• Para ilustrar el método ARAI, se usa la información sobre el embalse Playas de propiedad de EPM cuando se encontraba en su fase de factibilidad. El embalse está ubicado en predios del municipio de San Rafael (departamento de Antioquia, Colombia), al oriente y distante 136 km de Medellín, la capital del Departamento.

Para aplicar el método ARAI se dispone de la siguiente información:

i) Datos generales

Cota de operación = 975 msnm

Longitud = 16.157 m

Caudal multianual = 112 m3/s

T oC = 25 grados promedio en verano

El embalse opera “filo de agua”

ii) Esquema del sistema

El embalse Playas es alimentado por el río Guatapé y por las aguas de-rivadas del río Nare a través de las centrales hidroeléctricas de Guatapé y Jaguas. El siguiente esquema presenta un diagrama del sistema:

112 m3/s

CH CH

CH

85 m3/s

Guatapé I y II Jaguas

29 m3/s

Playas

Río Guatapé



▪ 378

iii) Curva volumen –área del espejo de agua

Figura E11.1 Curva Volumen – Área contra cota – Embalse Playas

Fuente: Empresas Públicas de Medellín, (1983), “Proyecto Hidroélectrico Playas” , Revista Empresas Públicas de Medellín de Medellín, Vol. 5, No. 3, pp. 9-73.

Solución: Como no se dispone de la información sobre las características físicas del

embalse a condiciones de caudal máximo y mínimo, se aplica el método solamente a las condiciones promedio y a la cota de vertimiento 950 msnm (cota normal de operación) ya que el embalse opera “filo de agua” .

1. Tiempo de detención hidráulico

El tiempo de detención en un embalse se debe calcular con el volumen efluente. Como en este caso, se supone que el embalse operará “filo de agua” , el caudal de entrada es aproximadamente igual al caudal turbinado o de salida.

De la curva volumen – área del espejo de agua suministrada, se extraen los siguientes datos:

Volumen del embalse = 77,3 Mm3 (cota 975 msnm)

Área = 640 ha (cota 75 msnm)

t

Qdefluente

=∀

= ≅77 3 10

1127 99

6 3

3

,,

* días

m

m /s

Como td ≤ 34 días, el embalse será NO Estratificado


▪ 379

2. Relación As /Qe

As = 640 ha

AQ

s

efluente

= ≅640

1125 7

ha

m /sha * s

m3 3,

Como la relación As/Qe es menor de 10 ha*s/m3, el embalse será NO estratificado

3. Conclusión Según el método ARAI el embalse será NO estratificado

–v–

11.5.3 Expresiones matemáticas (números adimensionales) para determinar el grado de estratificación

Varias expresiones matemáticas, como las discutidas y presentadas en el nu-meral 11.4, han sido propuestas para evaluar el estado térmico en los cuerpos de agua. Supóngase que un reservorio ubicado en una zona de montaña en el trópico por la tarde, la temperatura del agua en la superficie es de 16 oC con una densidad de 0,99897 g/cm3, y que por la noche-madrugada, debido a las heladas que son frecuentes a principio del año, la temperatura desciende a 4 oC con una densidad de 1,0 g/cm3. Aunque esta diferencia de densidad parece pequeña, la capa de agua superficial, en algunos casos, es lo suficientemente pesada como para desplazar la de fondo en la que todavía la temperatura se conserva. El resultado es que el empuje del agua de fondo al ser desplazada (boyancia) se opone y mitiga la turbulencia generada por el viento. La relación entre estos dos factores determina la estabilidad del cuerpo de agua y puede expresarse cuantitativamente con el número de Richardson.

También puede darse que la hidráulica del afluente principal sea tal, que rompa la estratificación si es que esta se llegara a presentar. En estos casos se usa el número de Froude para analizar el fenómeno. En conclusión, para entender de la mejor manera posible el régimen dinámico del embalse se recomienda determinar todos los valores de los números presentados en el numeral 11.4 como una primera aproximación. Con esta información, los limnólogos estudiarán con mayor profundidad los fenómenos que se presenten.

Es de esperar, que a medida que se lleven a cabo futuros estudios sobre el comportamiento de los embalses cálidos tropicales, las definiciones y detalles de los números propuestos en el numeral 11.4 sean mejorados, y así los procesos de mezcla y transporte sean mejor entendidos.


▪ 380

Ejercicio 11.2 Aplicación de los números adimensionales en la evaluación de la estratificación térmica

• Determinar para el caso del embalse Playas del ejercicio 11.1, los números adimensionales y analizar los resultados.

Solución:

1. Esquema del embalse, datos y supuestos

Como el embalse no está en operación, para aplicar los números adimen-sionales es necesario hacer supuestos que se explican a medida que se van presentando los cálculos.

De acuerdo con los datos contenidos en la referencia 3 y la figura E 11.1, el esquema de la figura 11.2 aplicado a las condiciones del embalse Playas es el siguiente:

3 15

H2

Ho

H1

hv 30 30

45 190 ha

10 ha

Figura E11.2 Esquema del embalse para el ejercicio 11.2


H = Altura o profundidad total del agua = Cota máxima – cota fondo = 975 – 930 = 45 m

h = Altura de la termoclina diaria = 3 m (Supuesto: en otros embalses operados por EPM, se observa que aproximadamente en los primeros 3 m en la superficie se forma una capa sobresaturada de oxígeno. A esta capa la considera el autor como la capa de variación diurna).


▪ 381

Suponiendo que en el embalse se formen solamente dos capas, para determinar las profundidades h1 y h2 se hace el siguiente raciocinio: en los embalses operados por EPM, se ha observado que el comportamiento de la capa superior del agua es fuertemente influenciada por la zona fótica (alta radiación solar, presencia de algas, etc.), por lo tanto, el autor no cree desacertado suponer que existe una capa superior de comportamiento más o menos similar en la zona fótica, y el resto del embalse se comporte como una capa inferior de características diferentes. La zona fótica en los embalses, aun oligotróficos, prácticamente no pasa de 15 m. De esta forma, h1 = 15 m y h2 = 30 m.

hT = Altura o profundidad de la termoclina (= h2) = 30 m

L = Longitud característica del reservorio = 16.157 m

As = Área superficial del reservorio = 640 ha (cota 975 msnm, figura E11.1)

A1 = Área superficial de la capa superior = 190 ha (cota 960 msnm, figura E11.1)

A2 = Área superficial de la capa inferior = 10 ha (cota 930 msnm, figura E11.1)

2. Número I El número I establece la posibilidad de que la capa superficial diurna se

mezcle con el resto del volumen de agua.

i) Datos

Variable Definición Valor

h Profundidad de la termoclina diurna 3 m

lc u

H gHp

1

03

1

=

ρ

α*

Cp: Calor específico del agua a 25 oCρ0: Densidad de aguaα: Coeficiente de expansión térmicaH0: Radiación de onda cortag: Aceleración de la gravedad

4.189 J kg-1 oC-1

1.000 kg/m3

2,4*10-4 oC-1

1.000 (53 y 1250 W/m2)9,8 m/s2

kd : coeficiente de extinción 0,5 s-1

Rk = kd*h H1: Transferencia de calor en la capa superficial

300 W/m2 (suponiendo que se absorbe el 30% de la radiación incidente

lc u

H gHp

1

03

1

=

ρ

α*

ρaire = densidad de aire a 25 oCUw = Velocidad del viento a 10 m de

altura.

1,2 kg/m3

2 m/s


▪ 382

ii) Velocidad den el plano de cizalla u* y lHo

Cd = 0,00052*(Uw)0,44; (Uw en m/s) = 0,00052*(2)0,44 = 7,05*10-4 m/s

uC Ud w

*

* *, * , * *

= =

−

ρ

ρaire

3

kg

m

ms

kg

2

0

42

1 2 7 05 10 2

1000mm

*ms

3

= −1 84 10 3,

lc u

H g

J

Hp

0

03

0

4 189 1=

=ρ

α*

. * ,o 3C*kg

1.000 kgm

884 10

2 4 10 1 1 000 9

3

3

42

*

, * * . * ,

−

−

ms

C mo

W 880 011

ms

m

2*

*

,J

W s

=

Rk = kd*h = 0,5 (1/s)*3 m = 1,5 m/s

lc u

H g

J

Hp

1

03

1

4 189 1 000 1 8=

=ρ

α*

o 3C*kg* kg

m. . , 44 10

2 4 10 1 300 9 8

3

3

42

* ms

*C

*m

* mso

−

−

, ,W22

0 037*

*

mJ

W s

= ,

iii) Cálculo de I

I hl R

e hl

eH k

R

H

k= − −( )

+ = − −− −

0 1

11

13

0 0111

11 5

1 1m

m, ,,,

,5 3

0 037212( )

+ ≅

3. Número densimétrico de Froude (FRi )

Ai =∀/L = 77,3*106 m3/16.157 m = 4.784,3 m2

Cuando el ancho es mucho mayor que la profundidad, el radio hidráulico es igual a la profundidad (D=H).

FQ

A g DRi

i

i

= =−

≅ρρ0

112

4 784 3 1 000 9971 000

9 8 45* * . , ,,

* , *

ms

m ms

3

22

m

00 02,

Como FRi es menor que 1, entonces el embalse será Estratificado

4. Número de Wedderburn (W)

Wg h

u Ls=

∆

=

−

( )

* *

*

, * ,,

*

, **

ρρ0

2

2

2 2

2

9 8 1 000 9971 000

15

0 0018 16

m m

m/s ..157121

m≅


▪ 383

En la anterior ecuación, h se interpreta como la profundidad de la zona de mezcla cuando se supone que en el embalse se presentan dos capas.

5. Número de Richardson (Ri)

R g Dui =

∆=

−

( )≅

ρρ

** ,

,* *

*2 2

1 000 9971 000

15130

9,8 m

s

m

0,00184 m/s2

..258

6. Número de lago (LN)

S g

AA h h h hAh A ht =

∆ +

+12 0

1 2 1 2 1 2

1 1 2 2

ρρ

*( )

( )

St =

− +( )12

1 000 9971 000

1 900 000 100 000 15 30 15 30

1*

,,

. . * . * *9,8

ms2 .. . * . *900 000 15 100 000 30

5

+( )

≅ 1.797.332

ms2

h h

Ah A hAh A hv ≅ +

−

+

= +2

1 12

2 22

1 1 2 2

12

3012

1 900 0( )

. . 000 15 100 000 301 900 000 15 100 000 30

2 2* . *. . * . *

−+

≅ 355,36 m

LS H h

u A H hN

t t

s V

=−

−≅

−( )

* * ( )

. . * ( )

( ,*2

32

1 797 332 45 30

0 00184

ms

m

m

5

2

//s m m) . . ( , )2 2326 400 000 45 35 36( ) −

LN ≅ 51

7. Resumen y análisis de los números adimensionales

Las características más importantes y los valores de los números calcu-lados se resumen en el siguiente cuadro.

Número ExpresiónValor

obtenidoValor crítico

Comentarios

IEstabilidad de la capa superficial diurna

212 0,2

La capa superficial diurna tendrá la tendencia a perma-necer estable y a no mezclar-se con el resto del volumen de agua. Esto ocasionará que el oxígeno de la superficie posiblemente no pase a las capas inferiores.

FRi

Número den-simétrico de Froude

0,02 1

La inercia del flujo de entrada no es tan fuerte como para que cause una turbulencia que alcance a mezclar en agua.


▪ 384

Número ExpresiónValor

obtenidoValor crítico

Comentarios

W Número de Wedderburn

1 121

La fuerza del viento no es lo suficientemente fuerte como para que vaya a causar una turbulencia que mezcla todo el volumen de agua.

RiNúmero de Richardson

130.258 0,25

Confirma que posiblemen-te no se presente un flujo de agua vertical que pueda ocasionar la mezcla del agua.

LN Número de lago 51 1

Existe muy poca posibilidad de que las aguas más profun-das (hipolimnio) vayan a ocu-par las capas superficiales.


Con base en el análisis de los resultados de los números adimensionales se puede concluir que en el embalse propuesto existirá muy poca posibi-lidad de que las aguas de las capas inferiores, en algunas épocas del año, ocupen las capas superiores o viceversa. Adicionalmente, es necesario tener en cuenta que posiblemente la capa superficial diurna sea estable y al no mezclarse, no contribuya a oxigenar el agua de las capas inferiores; este fenómeno ocasionará que el agua en las capas inferiores sea de peor calidad que las superficiales.

–v–

11.5.4 Estratificación determinada utilizando modelos matemáticos de simula-ción de la calidad del agua

La predicción de la estratificación térmica en un reservorio se puede realizar utilizando un programa de computador para modelar la calidad del agua. Debido a la complejidad del fenómeno de estratificación termal, la utilización de los modelos de computador para estudiar la dinámica de los reservorios es un tema que se escapa del alcance de este libro.

Entre los modelos más comunes, para estudiar la estratificación en los cuerpos de agua están el DYRESM y el CETHERM. Ambos son de distribución gratuita.

El DYRESM (Dynamic Reservoir Simulation Model), de origen australiano, es un modelo hidrodinámico unidimensional para lagos y embalses el cual simula la variación de la temperatura, densidad y salinidad del agua en función de la profundidad y el tiempo. Los mecanismos más importantes que influyen en el


▪ 385

comportamiento del reservorio son el intercambio de calor, masa y cantidad de movimiento. Estos intercambios a través de la superficie son los que aportan la mayor parte de la energía que permite calentar, mezclar o estratificar el reservorio.

El CETHERM, de origen norteamericano, es el módulo de temperatura inclui-do en el modelo de calidad del agua CEQUALW2. La estructura matemática del modelo está basada en los balances de energía afluente y la energía absorbida en la masa de agua. Como respuesta, el programa reporta en los resultados el perfil de temperatura a diferentes profundidades y el valor de la temperatura del agua turbinada (agua vertida a la corriente después de la generación de energía).

11.6 COMENTARIOS FINALES SOBRE LA ESTRATIFICACIÓN TÉRMICA

Aunque no existen mecanismos para predecir con exactitud la estratificación en un cuerpo de agua, se pueden utilizar diferentes herramientas que permiten, cuando un embalse no está construido o en zonas del embalse donde no se tenga información, predecir la estratificación.

Para el autor, las herramientas más confiables para utilizar en los estudios de estratificación son los modelos de simulación. Sin embargo, el mayor incon-veniente no es la complejidad del software sino la recolección de la información necesaria para alimentar el programa.

Los números adimensionales deben ser utilizados con cuidado debido a la falta de unanimidad de criterios en cuanto a la definición de los términos involucrados en las ecuaciones propuestas, y además, es necesario tener en cuenta que estos han sido propuestos con base en estudios realizados en embalses ubicados en zonas templadas donde las condiciones son diferentes a las que se presentan en los cuerpos de agua localizados en el trópico.


[1] Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS), (2001), “Metodologías simplificadas para la evaluación de eutroficación en lagos cálidos tropicales” , Lima.


[3] Empresas Públicas de Medellín, (1983), “Proyecto Hidroeléctrico Playas” , Revista Empresas Públicas de Medellín, Vol. 5, No. 3, pp. 9-73.

[4] Empresas Públicas de Medellín, (1991), “Anuario Hidrometereológico” , División Medio Ambiente, Departamento de Hidrometría e Instrumentación, Volumen 1.


▪ 386

[5] Empresas Públicas de Medellín, Estudio de Impacto Ambiental del Proyecto Porce III, Medellín, Colombia, julio 2002.

[6] HELMBRECHT, Jorge, Caracterización de la estratificación y los procesos de mez-cla en el embalse San Roque, Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de Córdoba, Argentina, 2002.

[7] HONDZO, M. AND STEFAN, H.G, (1996), “Long-Term Lake Water Quality Predic-tors” , Water Research, Vol. 30, No. 12, pp. 2835-2852.

[8] IMBERGER, Jörg, (2001), “Characterizing the dynamical regimes of a lake” , http://www.cwr.uwa.edu.au/~jimberger/Physical%20Limnoloy:%20Review%20of%20CWR%20Contributions/Resources_PLO/Papers/Imberger_Encyclo_2001.pdf

[9] IMBERGER Jorn, et all., Basin-scale motion stratified Upper Lake Constance, Limnol. Oceanogr., 49(4), 2004, 919-933.



[12] TORADJI, URAOKA ORLANDINI, Modelación hidrodinámica del lago Peñuelas, Facultad de Ciencias Físicas y Matemáticas, Universidad de Chile, Santiago, 2003.


CAPÍTULO Eutroficación12

12.1 GENERALIDADES SOBRE EUTROFICACIÓN12.1.1 Nutrientes, eutrofia y crecimiento algal12.1.2 Clasificación de los estados tróficos12.1.3 Efectos negativos de la eutroficación12.1.4 Efectos positivos de la eutroficación

12.2 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE DISPONIBLE12.3 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE LIMITANTE

12.3.1 Bioensayos12.3.2 Análisis químicos12.3.3 Relación N/P

12.4 FUENTES O APORTANTES DE NUTRIENTES12.4.1 Evaluación de las cargas o fuentes puntuales

de nutrientes12.4.2 Evaluación de las cargas (fuentes) distribuidas

o dispersas de nutrientes12.5 DETERMINACIÓN DEL ESTADO TRÓFICO

12.5.1 Estado trófico determinado utilizando modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua

12.5.2 Métodos simplificados para evaluar el estado trófico

12.6 PROCEDIMIENTOS PARA LA APLICACIÓN DEL MÉTODO DEL CEPIS

12.7 APLICABILIDAD Y RESTRICIONES DEL MÉTODO DEL CEPIS

12.8 CONTROL DE LA EUTROFICACIÓN12.8.1 Medidas preventivas12.8.2 Medidas correctivas

▪ 389

CAPÍTULO 12

Eutroficación

Como se ha mencionado a través de este libro, para describir la calidad del agua de un cuerpo de agua léntico se sugiere determinar su estado y no analizar individualmente las variables fisicoquímicas y biológicas del agua. En el capítulo anterior se discutió la estratificación y en este se presenta el tema relacionado con la eutroficación.

Dado el enfoque ingenieril, los temas por incluir en este capítulo están dirigidos a estudiar el fenómeno en embalses principalmente orientados a la generación de energía, riego y abastecimiento de agua potable.

La eutroficación o fertilización de las aguas lleva a crecimientos exagerados de algas y plantas acuáticas que disminuyen con el tiempo la capacidad útil de un embalse y, por consiguiente, el período de operación para el cual fue diseñado. Cuando se llega a la conclusión que un embalse es potencialmente eutrófico se deben cuantificar sus posibles causas y la manera de controlar el fenómeno.

Aunque hay muchos métodos para conocer si un embalse que ya está en operación es eutrófico o no, por ejemplo, midiendo las concentraciones de nu-trientes, cuantificando la presencia de vegetación, etc., es un poco más difícil predecir la posibilidad de eutroficación en un embalse que no ha sido construido. Las técnicas de análisis existentes han sido desarrolladas principalmente para embalses localizados en zonas templadas, aunque ya hay algunas aproxima-ciones preliminares para embalses tropicales, resultantes de la labor que viene desarrollando el CEPIS. También, la compañía de Tecnología de Saneamiento Ambiental (CETESB) ha introducido algunas modificaciones de los modelos simplificados utilizados en las zonas templadas para estimar el estado trófico de un cuerpo de agua, para poderlos aplicar en embalses de Brasil (referencia 5).

En la actualidad existe cierta discrepancia de criterios en cuanto al comporta-miento de los embalses o lagos localizados en zonas templadas y los localizados en zonas cálidas tropicales. Organizaciones como el CEPIS, sostienen que los métodos desarrollados para evaluar la eutroficación en zonas templadas no son


▪ 390

aplicables a embalses localizados en zonas cálidas tropicales. Sin embargo, diferentes autores autorizados afirman que métodos como el de la OECD (Orga-nización para el Desarrollo de la Economía Europea) son aplicables a cualquier tipo de cuerpo de agua debido a las condiciones bajo las cuales fue elaborado el método.

Debido a la experiencia del autor en estudios de calidad del agua para embalses utilizando el método del CEPIS, este es el método que se describe ampliamente en este capítulo.

12.1 GENERALIDADES SOBRE EUTROFICACIÓN

La eutroficación, en una terminología más común, significa fertilización o presencia de nutrientes en el agua. La presencia de nutrientes en un embalse generalmente favorece el crecimiento de plantas. Dependiendo de diferentes condiciones, la abundancia relativa de nitrógeno, fósforo, luz y calor y de otras variables físicas y químicas, las plantas predominantes pueden ser algas, plantas acuáticas flotantes o adheridas al suelo, o diatomeas.

La cantidad de materia vegetal presente en un embalse es importante por varias razones. Primero, las células de las plantas producen oxígeno durante la fotosíntesis, abasteciendo de oxígeno disuelto a la columna de agua. Durante las horas de brillo solar, las células también consumen oxígeno por medio del proceso de respiración. La respiración ocurre simultáneamente con la fotosíntesis durante el día, pero también ocurre durante la noche cuando no hay fotosíntesis. El oxígeno consumido en la noche puede ser considerable, no sólo porque sirve para mantener las células, sino porque las células realizan activamente varias funciones metabólicas durante la noche.

Segundo, el crecimiento de las plantas en un embalse es también importante porque ellas son una gran fuente de nutrientes para la fauna; las plantas cons-tituyen lo que se denomina producción primaria. La energía almacenada y los nutrientes en las plantas proveen alimento para varios predadores que ocupan un lugar más alto en la cadena alimenticia ya sea a través del consumo directo de tejidos vegetales por parte de peces y zooplancton o a través del consumo de detritus por peces, microorganismos y zooplancton.

En un ecosistema acuático existen diversas interfaces entre los diferentes componentes: interface aire-agua, columna de agua, sedimento e interface agua-sedimento. En el estudio de la eutroficación, la relación más importante es la que existe entre el agua y los sedimentos. Los intercambios en esta fase están regulados por las actividades de los seres vivos presentes, el oxígeno disuelto y el potencial redox.

eUTrOfiCACión

▪ 391

Como consecuencia de la interacción agua-sedimento, el sedimento libera nutrientes y otros elementos solubles dependiendo de la concentración de oxígeno disuelto. Cuando el oxígeno disuelto en la capa de intercambio está entre 1 y 2 mg/L, se previene la liberación de las sustancias solubles; funciona como una trampa de Fe y Mn, así como de ortofosfatos. La liberación de fósforo aumenta con la anaerobiosis. En ausencia de oxígeno disuelto se liberan los ortofosfatos y se reducen los hidróxidos de Fe y Mn.

Finalmente, es importante anotar que en términos prácticos, la eutroficación es el conjunto de cambios paulatinos que experimenta el ecosistema acuático a través del tiempo (años, siglos, milenios) y que se superponen a cambios y variaciones más breves. Se puede considerar la eutroficación como un proceso natural de envejecimiento (maduración) con ciertas características de irrever-sibilidad. Maduro no significa “equilibrio” , sino, por el contrario, simboliza el retroceso o regresión en los procesos. Hoy en día este “envejecimiento natural” se ve acelerado por las actividades humanas (vertimiento de nutrientes, erosión, etc.), lo que ha llevado a que se hable de eutroficación antrópica o cultural.

Como conclusión, los embalses no se pueden estudiar independientemente de su cuenca, forman una unidad con relaciones cada vez más estrechas a medida que se dan los procesos de degradación.

12.1.1 Nutrientes, eutrofia y crecimiento algal

Como ya se anotó, eutroficación significa buena nutrición. Las plantas requieren muchos nutrientes como carbono, nitrógeno, fósforo y potasio. Estos compuestos son llamados macronutrientes. Los micronutrientes se necesitan en pequeñas cantidades (trazas) y entre ellos están el hierro, cobalto, manganeso, zinc y cobre. En la naturaleza, los micronutrientes, el carbono y el potasio se encuentran casi siempre en cantidades adecuadas, mientras que las cantidades de nitrógeno y fósforo son pocas y por ello son limitantes del crecimiento de las plantas.

El nitrógeno, particularmente como nitrato e iones de amonio, es requerido por las células de las plantas en la síntesis de proteínas, de clorofila y de hormo-nas. Cada una de estas sustancias se necesita para que sobrevivan las plantas.

El fósforo, un elemento encontrado en varios procesos metabólicos, es tam-bién necesario para la nutrición de las plantas. La biosíntesis y varios procesos metabólicos son dependientes de la disponibilidad de fósforo. Sin un suministro adecuado de fósforo las plantas no pueden crecer.

Puesto que el nitrógeno y el fósforo están algunas veces en cantidades limitadas, muchos embalses tienden a estar libres de algas y otras plantas. Sin embargo, los usos del suelo juegan un papel muy importante en la eutroficación


▪ 392

puesto que alteran las rutas y las tasas de transporte de los nutrientes. En la mayoría de las cuencas, el aporte de nutrientes proviene de fuentes naturales o antrópicas.

En general, se puede considerar una fuente de nutrientes como el proceso que libera nutrientes vegetales o el sitio (área) a partir del cual se exportan los nutrientes. Las fuentes de aporte de nutrientes pueden ser puntuales o distribuidas (dispersas). Las puntuales son aquellas en las cuales los nutrientes son liberados en un punto fijo; por ejemplo, la descarga de aguas residuales domésticas o industriales o la entrada de un tributario. Las fuentes distribuidas son consecuencia de la escorrentía, por ejemplo, el uso extensivo de fertilizantes que una vez regados sobre la tierra, las lluvias los arrastran hacia los cuerpos de agua.

Debido a que los embalses presentan velocidades de agua muy bajas, éstos son excelentes recipientes para la reproducción biológica, y cuando los nutrientes aumentan, son colmatados con frecuencia por las plantas desarrolladas.

12.1.2 Clasificación de los estados tróficos

La clasificación de los estados tróficos es la siguiente:

• Oligotrófico. Embalse pobre en nutrientes para plantas y organismos. Un embalse de este tipo es casi siempre rico en oxígeno disuelto.

• Eutrófico. Embalse muy rico en nutrientes para plantas. La parte superior de un embalse eutrófico presenta niveles altos de oxígeno aportado por las algas, pero la parte inferior es deficiente en oxígeno.

• Mesotrófico. Embalse que está entre los estados oligotrófico y eutrófico.

Las tres clases representan un marco de condiciones lacustres y no hay un límite preciso o demarcación fija entre ellos. Un embalse puede en cierta época del año estar en estado oligotrófico y en otra tender a la eutrofia. Lo mismo ocurre en las diferentes partes de los embalses. Por ejemplo, en embalses de gran tamaño, en la parte central pueden presentarse condiciones oligotróficas mientras que la cola del embalse (parte por donde ingresa el afluente principal) puede estar eutrófica.

El paso de un estado a otro se caracteriza por un cambio importante en las especies presentes. En el estado oligotrófico la relación producción/biomasa es muy baja y existe una mayor diversidad biológica. A medida que se evoluciona hacia la eutroficación disminuye el número de especies pero no su densidad. Con respecto al fitoplancton y zooplancton, se va presentando una lenta sustitución de grupos y poblaciones. Adicionalmente, las algas clorofíceas y cianofíceas

eUTrOfiCACión

▪ 393

van sustituyendo las diatomeas y cirsofíceas, mientras que en el zooplancton, proliferan los rotíferos y copépodos por encima de las especies carnívoras y de larga vida.

12.1.3 Efectos negativos de la eutroficación

La primera consecuencia de la eutroficación es el desequilibrio ecológico del sistema. Resultado de este desequilibrio se presentan efectos negativos, entre los cuales los principales son:

• Deterioro de la calidad del agua. Este deterioro tiene efectos en el abaste-cimiento de agua, en los usuarios y otros adicionales.

• Disminución de áreas recreacionales y turísticas.

• Aceleración de la colmatación.

• Impedimento de la navegación.

• Proliferación de especies de peces menos deseables.

• Efectos sobre la salud (son especialmente indirectos, pero importantes).

12.1.3.1 Efectos en el abastecimiento de agua

La eutroficación de un embalse tiene efectos negativos en el abastecimiento de agua, sobre todo en procesos como la floculación, desinfección, filtración y distribución del agua. Los efectos son los siguientes:

– Efectos en la floculación

• Las sustancias orgánicas disueltas impiden la formación del floc (se liberan gases).

• El control del pH incrementa los químicos y los costos de operación.

• Hay rompimiento de algas y de otras partículas.

– Efectos en la desinfección

• La materia orgánica y el amonio aumentan la demanda de cloro.

• La mayor turbiedad disminuye la eficiencia.

• El cloro reacciona con los orgánicos disueltos aumentando la formación de trihalometanos.

– Efectos en la filtración

• La mayor turbiedad aumenta el número de filtros.

• Las algas y otras partículas aumentan la frecuencia de taponamiento de los filtros.


▪ 394

• La carrera de los filtros se reduce, lo que implica que los lavados sean más frecuentes.

• En los retrolavados se aumenta la pérdida de agua y los costos de energía.

– Efectos en la distribución de agua potable

• El aumento del contenido orgánico estimula el recrecimiento de las bacterias (presencia de biopelícula en las tuberías).

• La descomposición de la materia orgánica aumenta los problemas de olores y sabores.

• La reducción de Fe y Mn aumenta.

12.1.3.2 Efectos en los usuarios

La eutroficación de un embalse tiene los siguientes efectos negativos sobre los usuarios del abastecimiento del agua debidos al deterioro de la calidad del agua:

• Aumentan las quejas por olores y sabores.

• Aumenta el riesgo de exposición a compuestos orgánicos potencialmente tóxicos y carcinogénicos (presencia de trihalometanos).

• Aumenta el riesgo a bacterias potencialmente patógenas.

• Aumentan los costos de reposición y recubrimiento de tuberías relacionados con la depositación de Fe y Mn y corrosión causada por los compuestos orgánicos.

• Aumentan los costos de tratamiento del agua para uso industrial.

• Aumentan las tarifas de acueducto para pagar el aumento de los costos incurridos en la planta de tratamiento.

12.1.3.3 Efectos adicionales

La eutroficación de un embalse tiene algunos efectos negativos adicionales, diferentes a los mencionados en los numerales anteriores, como son:

• Monitoreo de la calidad del agua para identificar el problema.

• Monitoreo para controlar los procesos de tratamiento.

• Tratamiento especial para la remoción de Fe y Mn.

• Tratamiento especial para prevenir la entrada de las algas.

• Tratamiento especial para controlar los olores y sabores.

• Tratamiento especial para controlar las trazas de orgánicos.

• Aplicación de alguicidas en el embalse.

• Aireación artificial del embalse.

eUTrOfiCACión

▪ 395

12.1.3.4 Efectos sobre la salud

La eutroficación en un embalse tiene los siguientes efectos negativos sobre la salud:

• Las sustancias orgánicas promueven la supervivencia de enterobacterias (Salmonella, shigella, cólera) y de hongos que producen dermatitis y amibas.

• Las toxinas de las algas y plantas acuáticas pueden causar dermatitis, con-juntivitis, enteritis, catarros y asma.

• Las toxinas de las algas azul-verdosas (cianofíceas) pueden ser letales para el ganado, peces, animales silvestres y posiblemente el hombre.

• Las plantas acuáticas sirven de hábitat para los huéspedes intermediarios de los parásitos y para la cría de anofeles y otros insectos.

• Las bacterias, hongos, algas y plantas acuáticas en descomposición crean problemas de olores y sabores.

• Existe correlación entre enfermedades gastrointestinales y la presencia de algas (especialmente las azul-verdosas).

12.1.4 Efectos positivos de la eutroficación

Los principales efectos positivos de la eutroficación son:

• Mayor producción de peces.

• Mayor contenido de nutrientes para irrigar los cultivos.

La irrigación de los terrenos tiene efectos positivos y efectos negativos. Los efectos positivos contribuyen a una fertilización de los cultivos. Los efectos negativos son indirectos; por ejemplo, mucha evaporación puede conducir a pérdida de calcio y acidificación del suelo.

12.2 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE DISPONIBLE

El crecimiento de las plantas acuáticas se incrementa debido a la asimilación de los nutrientes, básicamente nitrógeno y fósforo. Estos nutrientes son los causantes de la eutroficación y generalmente en un embalse se presentan en diferentes formas. No todas las formas son asimilables por el fitoplacton; a las formas utilizables se les conoce como nitrógeno y fósforo disponibles. En la figura 12.1 se presenta un cuadro en que se ilustran las diferentes formas de estos nutrientes y cuáles son las disponibles.

La figura 12.1 fue propuesta por Thomann (referencia 6) quien sugiere que el fósforo disponible en la columna de agua de un embalse es aproximadamente igual a la concentración de los ortofosfatos (fósforo inorgánico soluble).


▪ 396

P total

Disuelto total

Partículado total

Complejo de P orgánico

Ortofosfatos

Inorgánico

Orgánico Detritos

Fitoplacton

N total

N orgánico

NO3 y NO2

Disuelto

Partículado

N amoniacal

Detritos

Fitoplacton

N inorgánico

Forma disponible para crecimiento del

fitoplancton

Forma disponible para crecimiento del

fitoplancton

Figura 12.1 Diferentes formas de nitrógeno y fósforo en un embalse (Adaptado de la referencia 6)


Con respecto al nitrógeno, se estima que su forma disponible es igual a la suma de los nitratos, más aproximadamente el 20% del nitrógeno amoniacal (nitrógeno que usan las células en la asimilación).

Aunque el concepto de nutriente disponible es importante para determinar el estado trófico de un embalse, este concepto es muy relevante especialmente cuando se implementan programas de reducción del fósforo afluente. Está demostrado que en los embalses en los cuales el mayor porcentaje de fósforo total está como fósforo partículado, los programas de control de nutrientes se deben enfocar en el control de las fuentes de aporte de fósforo disponible y no en las fuentes que aportan fósforo partículado.

12.3 EL CONCEPTO DE NUTRIENTE LIMITANTE

Biológicamente se conoce que las algas y demás plantas acuáticas crecen y se reproducen hasta que uno de los elementos requeridos no esté disponible en cantidades suficientes. Existe gran variedad de factores que pueden afectar el desarrollo de la biomasa acuática; entre los más importantes están las concen-traciones de nitrógeno y fósforo disponibles.

eUTrOfiCACión

▪ 397

Sin embargo, adicionalmente al nitrógeno y al fósforo, otros nutrientes y condiciones físicas pueden limitar el crecimiento vegetal. Por ejemplo, en aguas altamente eutróficas, la cantidad de algas puede crecer tanto que la luz no puede penetrar, siendo entonces la luz la que limita el crecimiento. Cuando esto ocurre, existe un equilibrio dinámico en el cual las algas son consumidas, se sedimentan o se destruyen a la misma tasa en que son producidas. La luz también sería limitante cuando el embalse está rodeado por bosques muy altos, cuando el embalse queda en un cañón muy profundo o cuando la concentración de sólidos en el embalse es muy alta.

Dado el alcance que se le quiere dar a este tema, solamente se consideran como condiciones limitantes del crecimiento del material vegetal acuático las concentraciones de nitrógeno y fósforo. Entre los métodos más reconocidos para determinar el nutriente limitante se tienen:

• Bioensayos

• Análisis químicos

• Relación N/P

12.3.1 Bioensayos

Las muestras de agua para llevar a cabo los bioensayos para determinar el nu-triente limitante y utilizar esta información en la evaluación de la eutroficación deben ser tomadas durante el período o época en que se presentan los problemas de calidad del agua, por ejemplo, durante el verano, cuando se presenta el máxi-mo crecimiento algal. Esta sugerencia se da porque el factor que está limitando el crecimiento de las algas durante una época no crítica puede ser diferente al que lo limita en la época crítica. Similarmente, las muestras deben ser tomadas en las áreas del embalse donde se estén presentando los problemas relacionados con la eutroficación. Por ejemplo, en algunos embalses, las características del agua en un brazo pueden ser muy diferentes de aquellas que se presentan en el cuerpo principal; por lo tanto, si la calidad del agua en el brazo es el motivo del estudio, deberá ser este el lugar donde se recolecten las muestras. También, se han encontrado casos en los cuales el problema de la acumulación de algas en las orillas se debe a que el viento las ha arrastrado desde las aguas interiores en las que se formaron. En estos casos, las aguas interiores deben ser el centro de la investigación para determinar los nutrientes limitantes.

Los bioensayos pueden ser realizados siguiendo los métodos de la EPA en su publicación “Algal Assay Procedure Bottle Test” o los métodos estándar de la WEF.


▪ 398

12.3.2 Análisis químicos

Este método tiene como base la composición estequiométrica de los nutrientes en las algas. Las muestras se deber recoger aplicando los mismos criterios expuestos anteriormente y deben analizarse químicamente las formas disponibles de N y P.

Los análisis químicos proveen una medida de la cantidad de nutrientes que se encuentran disponibles después de que ocurra la máxima producción; aquel nutriente que se encuentre en exceso en comparación a la cantidad requerida para reproducción no estará limitando el crecimiento. Generalmente si la con-centración de ortofosfatos es 0,002 mg/L o menor, se considera que el fósforo es el nutriente limitante. Si la concentración de nitrógeno disponible es menor de 0,015 mg/L, se considera que el nitrógeno es el nutriente limitante. Bajo ciertas condiciones, ambos nutrientes pueden estar en concentraciones limitantes del crecimiento, lo cual significa que es la combinación de estos nutrientes lo que está limitando el crecimiento y no uno de ellos en especial. En algunos embalses, ambos nutrientes pueden estar en cantidades superiores a las concentraciones limitantes y el crecimiento de algas estar inhibido. En estos casos, como se ha mencionado anteriormente, algún otro factor diferente a los nutrientes está limitando el desarrollo de las algas, por ejemplo, la poca penetración de la luz o la presencia de sustancias tóxicas.

12.3.3 Relación N/P

La relación entre el N disponible y P disponible es otro de los métodos frecuen-temente usados para determinar el nutriente limitante. Las algas generalmente usan el nitrógeno y el fósforo en proporciones constantes, 7,2 a 1 mg/L. Si la relación N/P en sus formas disponibles es mayor de 7,2; el fósforo es potencial-mente el nutriente limitante; en el caso contrario, será el nitrógeno. La siguiente ecuación muestra la forma como se determina estequiométricamente la relación anterior:

106CO +16NH HPO +18H O C H O N P +107O +14H2 4

+42-

2 106 263 110 16 2+⇔

De acuerdo con la anterior reacción, las relaciones entre C:N:P son:

C : N : P

106 * 12 16*14 1*31

1,272 224 31

Si se normalizan las anteriores relaciones y se expresan en porcentaje de peso seco se tiene:

C : N : P

40% 7,2% 1%

eUTrOfiCACión

▪ 399

Lo anterior significa que un gramo de materia orgánica (fitoplancton) contiene aproximadamente 10 mg de P, 72 mg de N y 400 mg de C.

La figura 12.2 resume la información relacionada con la estequiometria de las células constitutivas del fitoplancton. Sin embargo, es importante anotar que dicha distribución es simplemente una forma de subdividir la biomasa en sus componentes.

Húmedo90%

Seco10%

P1%

N7%

Otros52%

C40%

Figura 12.2 Diagrama de porcentajes de nutrientes y de humedad que constituyen la composición de la biomasa del fitoplancton (Reproducido de la referencia 2)


Existen casos en los cuales la concentración del fitoplancton se da en términos de clorofila α; cuando esto sucede, generalmente la relación clorofila α a carbón varía de 10 a 50 µg de clorofila por mg de carbón.

Otro aspecto a tener en cuenta es que la relación entre los nutrientes no se debe calcular en función de las concentraciones totales. Esto conduce a serios errores debido a que en ciertos embalses, especialmente los que tienen apre-ciables aportes de sedimentos, no todo el N y P son utilizables por las algas. La relación N/P se debe calcular en términos de las formas disponibles.

Para complementar la información sobre la determinación del nutriente limitante, el lector debe tener en cuenta los siguientes comentarios:

• En la actualidad la tecnología más confiable son los bioensayos.

• En la concentración de los ortofosfatos es obligatorio usar un método de análisis de laboratorio capaz de medir concentraciones del orden de 0,002 mg/L como P.

• En la práctica, varios autores (referencia 3) sugieren utilizar como límite para determinar el nutriente limitante una relación N/P de 9 ó 10 en lugar del valor teórico de 7,2. Esto está sujeto a la ecuación que se utilice para representar la composición química de las algas; existen casos en los cuales

Húmedo90%

Seco10%


▪ 400

relaciones de N/P mayores de 20 corresponden a reservorios limitados por fósforo, y ocasiones en las cuales cocientes menores de 5 reflejan reservorios limitados por nitrógeno.

12.4 FUENTES O APORTANTES DE NUTRIENTES

La presencia de nutrientes en el agua de un embalse tiene su origen a través de fuentes internas y/o externas.

Durante el llenado y mientras “madura” un embalse, la vegetación inundada se considera una fuente interna de nutrientes. Otro ejemplo de una fuente interna de nutrientes es la liberación de fósforo desde los sedimentos, la cual depende del contenido de oxígeno disuelto en la interface agua/sedimento, la estructura granular del sedimento y la clase de organismos presentes.

Las fuentes externas provienen de la cuenca y entre las principales se pueden citar:

• Vertimiento de aguas residuales domésticas e industriales.

• Escorrentía de aguas provenientes de la agricultura y la vegetación natural.

• Escorrentía urbana.

• Precipitación atmosférica.

La llegada de las fuentes al embalse puede ser de dos tipos: como fuentes puntuales y/o como fuentes distribuidas o dispersas.

Las fuentes puntuales se caracterizan porque visualmente entran al cuerpo de agua en un punto fijo, por esta razón, son controlables. Entre los ejemplos más significativos de cargas puntuales están los vertimientos de aguas residuales domésticas e industriales a través de un alcantarillado y la entrada o confluencia de un tributario.

Las fuentes distribuidas son generadas principalmente por las aguas de escorrentía que “lavan” los nutrientes presentes en el suelo y los transportan hasta el cuerpo de agua. Entre las principales fuentes distribuidas de aporte de nutrientes se pueden considerar: la escorrentía, las aguas subterráneas y los aportes atmosféricos cuando llueve.

12.4.1 Evaluación de las cargas o fuentes puntuales de nutrientes

La evaluación de este tipo de cargas se hace a través de una caracterización del agua. Con los datos de caudal y concentración se determina en términos de carga el aporte de nutrientes.

Es importante anotar que por práctica y simplicidad en muchos casos es nece-sario determinar si un tributario es importante o no. Un tributario será importante

eUTrOfiCACión

▪ 401

cuando su aporte afecta la calidad del agua del embalse. Una regla práctica, con base en la experiencia del autor, es considerar que un tributario es importante y se justifica su inclusión en los programas de muestreo cuando el caudal promedio multianual del tributario es mayor que el 10% del caudal promedio multianual del tributario principal. Aquellos afluentes que no cumplan con la regla anterior deben ser considerados como cargas distribuidas.

12.4.2 Evaluación de las cargas (fuentes) distribuidas o dispersas de nutrientes

Las cargas distribuidas o fuentes dispersas de contaminación son muy difíciles de medir cuantitativamente. Fundamentalmente en los estudios de calidad de agua se han usado varios métodos, entre ellos: los coeficientes de aportación, los balances de masa, las mediciones de campo, las relaciones estequiométricas y los modelos matemáticos.

Los modelos matemáticos son programas de computador (software) que por su complejidad son imprácticos y poco útiles. Su complejidad no radica en el algoritmo que usan sino en la gran cantidad de información de campo que requieren para alimentarlos. Esto los hace costosos y difíciles de implementar en países en desarrollo. Por las anteriores razones, su utilización se escapa al alcance de este libro.

Otro aspecto importante que hace muy difícil de evaluar las cargas dis-tribuidas es que estas solamente se presentan cuando hay eventos de lluvias.

12.4.2.1 Coeficientes de aporte de nutrientes (tasas de exportación)

Martino (1989), en la referencia 3, sugiere utilizar los coeficientes de expor-tación recomendados en Estados Unidos y ratificados en Brasil para estimar el aporte de nutrientes debido a las cargas distribuidas. Los valores sugeridos se presentan en la tabla 12.1.

Tabla 12.1 Coeficientes de exportación de nutrientes en g/m2/d

Nutriente Urbano Agrícola-rural Bosque

Nitrógeno total(*) 0,5 0,5 0,3

Fósforo total 0,1 0,05 0,01

(*) En regiones secas o semisecas los valores de nitrógeno deben reducirse a la mitad

Fuente: Martino Paola. Curso Básico sobre eutroficación. Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS), (1989).

Nótese que la tabla 12.1 no está contemplado el aporte atmosférico (solo importante en países desarrollados) por considerar que su aporte en países en desarrollo es insignificante comparado con las otras fuentes.


▪ 402

Los valores de los coeficientes presentados en la tabla 12.1 deben ser utiliza-dos con cuidado, dado que en la realidad estos presentan gran variabilidad debido a las diferentes condiciones tales como: las características del terreno (geología, etc.), el grado de desarrollo o urbanización (usos del suelo), la hidrología, etc.

12.4.2.2 Balances de masa para calcular las cargas distribuidas

Debido a la dificultad de evaluar las cargas distribuidas, se propone utilizar el siguiente método práctico o aproximado para calcular el aporte promedio cuando el embalse no esté construido, es decir, cuando el proyecto está en etapa de planeación:

La base del método que se propone a continuación consiste en seleccionar un tramo sobre el tributario principal comprendido entre dos estaciones hi-drometereológicas de las cuales se disponga de un largo período de registros (recomendable tener más de cinco años de registros). Los pasos recomendados son:

1. Realizar un balance hídrico

i) Caudal base del tramo en estudio

El caudal base en el tramo seleccionado se determina como la diferencia entre el caudal mínimo de la estación aguas abajo, menos el caudal mínimo de la estación aguas arriba.

ii) Caudales durante la época de precipitaciones altas

Se calcula el caudal promedio durante la época de caudales altos tanto en la estación aguas abajo como en la estación aguas arriba del río.

iii) Caudal de escorrentía

El caudal de escorrentía promedio se determina como el caudal promedio en época lluviosa aguas abajo, menos el caudal promedio en época lluviosa aguas arriba, dividido por el caudal base.

En términos generales la expresión para determinar el caudal de esco-rrentía es:

QQ Q

Q Qe =−

−( )( )alto2 alto1

min2 min1

(12.1)

Donde:

Qe = Caudal de escorrentía

Qalto2 = Caudal promedio durante época de precipitaciones altas en la estación aguas abajo del río

eUTrOfiCACión

▪ 403

Qalto1 = Caudal promedio durante época de precipitaciones altas en la estación aguas arriba del río

Qmin2 = Caudal mínimo en la estación aguas abajo del río

Qmin1 = Caudal mínimo en la estación aguas arriba del río

2. Calcular del caudal medio de escorrentía por unidad de área

El caudal medio de escorrentía se obtiene dividiendo el caudal Qe calculado en el paso anterior entre el área tributaria. La expresión por utilizar es la siguiente:

qQ

A Aee

T T

==−( )2 1

(12.2)

Donde:

qe = Caudal de escorrentía promedio por unidad de área

AT2 = Área tributaria a la estación aguas abajo del río

AT1 = Área tributaria a la estación aguas arriba del río

3. Evaluar de las carga de nutrientes

i) Concentraciones promedio de nutrientes en las estaciones seleccionadas

Se debe realizar un muestreo que sea representativo que cubra tanto época de caudales altos como de caudales bajos y se determina la con-centración promedio de nutrientes en cada estación.

ii) Cálculo de las fuentes distribuidas

La carga de aporte de nutrientes se obtiene multiplicando el caudal promedio de escorrentía sobre la diferencia entre la concentración pro-medio de nutrientes aguas abajo, menos la concentraciones promedio de nutrientes aguas arriba.

CNutriente = qe*(C2 – C1) (12.3)

Donde:

CNutriente = Carga contaminante o aporte del nutriente [M*T -1] C2 = Concentración de nutrientes en la estación aguas abajo [M*V -1] C1 = Concentración de nutrientes en la estación aguas arriba [M*V -1]

12.4.2.3 Mediciones de campo para calcular las cargas o fuentes distribuidas.

Este método también es un método simple o práctico sugerido por el autor y que puede ser usado para determinar el aporte promedio de las cargas o fuentes distribuidas. El método consiste en los siguientes pasos:


▪ 404

1. Seleccionar un área representativa de la zona en la cual se desea determinar el aporte de cargas o fuentes distribuidas.

2. Construir o excavar un hueco de aproximadamente 50x50x50 cm, secarlo y taparlo. Después de que se presente una precipitación apreciable, tomar una muestra de agua y analizar la concentración de nutrientes (CN).

3. Determinar el caudal de escorrentía promedio utilizando el método racional (Qe=C*I*A). Donde, I es la intensidad de la lluvia [L/T], A es el área sobre la cual ocurre la lluvia [L2], y C es una constante.

Para que el caudal calculado con este método sea representativo de la escorrentía promedio del área en estudio, es necesario que se analicen sus restricciones.

4. Calcular el aporte de fuentes distribuida como en producto de la concentra-ción de nutrientes por el caudal de escorrentía. La ecuación sugerida es la siguiente:

Carga nutriente = Qe*CN (12.4)

Donde, Carga nutriente es el aporte de nitrógeno ó fósforo en [M*T-1]

12.4.2.4 Relaciones estequiométricas

Este método se basa en utilizar los porcentajes de nutrientes presentes en el fito-plancton supuestos y presentados en la figura 12.2. Adicionalmente, se requiere disponer de una tasa de descomposición del fitoplancton que puede ser medida en el laboratorio o emplear una reportada en la literatura especializada. En el ejercicio 12.1 se ilustra la utilización de este método. Este método es aplicable cuando se van a calcular las cargas distribuidas internas.

Ejercicio 12.1 Evaluación de las cargas o aporte de nutrientes

• Como parte de los estudios de calidad del agua exigidos por la autoridad ambiental competente para otorgar la licencia ambiental a un proyecto de generación de energía, se requiere evaluar la carga de nutrientes al futuro embalse.

La información disponible sobre el proyecto es la siguiente:

i) Datos del embalse

Volumen embalse (m3) 350.000.000

Área por inundar (ha) 1.020,7

Área tributaria (ha) 2.922,5

eUTrOfiCACión

▪ 405

ii) Datos sobre los tributarios

Río principal Tributario 1

Caudal (m3/s) 96 10,2

Nitrógeno (mg/L) 0,42 0,26

Fósforo (mg/L) 0,012 0,02

iii) Características de la biomasa por inundar

Tipo de cobertura Porcentaje Densidad (ton/ha)Área Embalse

(ha)

Bosque secundario 8,39 24,1 85,7

Pastos enmalezados 30,24 8 308,6

Descubierto 2,47 0 25,2

Pastos 22,43 8 229,0

Rastrojo alto 33,53 8 342,2

Rastrojo bajo 2,15 8 22,0

Sobrepastoreo 0,79 8 8,0

TOTAL 100 1.020,7

La figura E12.1 muestra un esquema sistema embalse-cuenca.

Embalse

Efl

uent

e

Río Tributar

io

Área tributaria

Río

pri

ncip

al

Figura E12.1 Esquema general del embalse Fuente: elaboración propia


▪ 406

Solución:

Con base en la figura E12.1 se identifican las siguientes cargas de nutrientes:

• Cargas puntuales debidas al río principal y un solo tributario importante.

• Cargas externas distribuidas debidas solamente a la actividad agrope-cuaria y forestal. No hay asentamientos urbanos importantes en el área de influencia del proyecto.

• Cargas internas debidas a la descomposición de la biomasa por inundar.

1. Determinación de las cargas o fuentes puntuales de nutrientes

Carga P del río principal (kg/d) = 96 m3/s* 0,012 mg/L ≅ 99,5 kg/d

Carga P del río tributario (kg/d) = 10,2 m3/s* 0,02 mg/L ≅ 17,6 kg/d

Carga de P afluente = LP = 117,1 kg/d

Carga N del río principal (kg/d) = 96 m3/s* 0,42 mg/L ≅ 3.484 kg/d

Carga N del río tributario (kg/d) = 10,2 m3/s* 0,26 mg/L ≅ 229 kg/d

Carga de N afluente = LN = 67,8 kg/d

2. Determinación de la carga externa distribuida de nutrientes

El área externa que aportará nutrientes al embalse será la que se en-cuentra sombreada en color verde en la figura E12.1 que corresponde al área no inundable del proyecto.

Área no inundable = 2.922,5 – 1.020,7 ≅ 1,902 ha

Dado que no se dispone de estudios que permitan utilizar los métodos del balance de masa y las mediciones de campo, por razones pedagógicas y a modo de ilustración, se calculan las cargas distribuidas externas utilizando los coeficientes de aporte de nutrientes. Adicionalmente, como solo se dispone del inventario forestal del área por inundar, se supone que en toda el área se presenta la misma distribución de la cobertura forestal. En consecuencia la distribución de las áreas y el tipo de cobertura se presenta en el siguiente cuadro:

Área (ha)

Tipo de cobertura Porcentaje Embalse Tributaria No inundable

Bosque secundario 8,39 85,7 245,3 159,6

Pastos enmalezados 30,24 308,6 883,7 575,1

Descubierto 2,47 25,2 72,2 47,0

Pastos 22,43 229,0 655,6 426,6

eUTrOfiCACión

▪ 407

Área (ha)

Tipo de cobertura Porcentaje Embalse Tributaria No inundable

Rastrojo alto 33,53 342,2 979,8 637,6

Rastrojo bajo 2,15 22,0 62,9 40,9

Sobrepastoreo 0,79 8,0 23,0 15,0

TOTAL 100 1.020,7 2.922,5 1.901,8

Fuente: Empresas Públicas de Medellín. Metodología para realizar estudios de calidad del agua en el embalse Nechi, diciembre 1997.

Con base en los datos presentados en la tabla 12.1 y el cuadro anterior se calcula el aporte de nutrientes que aportaría la escorrentía. El siguiente cuadro resume los cálculos.

Tipo de cobertura

Área no inundable

(ha)

Aporte de P (g/m2/año)

Carga de P (kg/d)

Aporte de N (g/m2/año)

Carga de N (kg/d)

Bosque secundario

159,6 0,01 0,043 0,3 1,31

Pastos enmalezados

575,1 0,05 0,788 0,5 7,87

Descubierto 47,0 0,0 0,0 0,0 0,64

Pastos 426,6 0,05 0,584 0,5 5,84

Rastrojo alto 637,6 0,05 0,873 0,5 8,73

Rastrojo bajo 40,9 0,05 0,056 0,5 0,56

Sobrepastoreo 15,0 0,05 0,021 0,5 0,21

TOTAL 1.901,8 2,37 25,2

Fuente: Empresas Públicas de Medellín. Metodología para realizar estudios de calidad del agua en el embalse Nechi, diciembre 1997.

3. Determinación de la carga interna distribuida de P

Teniendo en cuenta que el embalse no está construido, no se considera el aporte de nutrientes generado por los sedimentos.

Para calcular la carga interna distribuida de nutrientes debida al aporte de la biomasa por inundar se utiliza el método de las relaciones este-quiométricas.

De acuerdo con los datos de la cobertura forestal, se determina el peso de la biomasa seca por inundar. El siguiente cuadro resume los cálculos.


▪ 408

Tipo de cobertura PorcentajeDensidad (ton/ha)

Área Embalse

(ha)

Biomasa seca por inundar (ton)

Bosque secundario 8,39 24,1 85,7 2.064,4

Pastos enmaleza-dos

30,24 8 308,6 2.469,0

Descubierto 2,47 0 25,2 0,0

Pastos 22,43 8 229,0 1.831,7

Rastrojo alto 33,53 8 342,2 2.737,5

Rastrojo bajo 2,15 8 22,0 175,7

Sobrepastoreo 0,79 8 8,0 64,3

TOTAL 100 1.020,7 9.342,6


i) Biomasa verde

Del total de la biomasa seca (hojas, ramas, troncos, detritos, etc.), se supone que solamente se degrada la parte verde de las plantas. El contenido de material verde está aproximadamente entre el 10 y 20% del total de la biomasa. Para el presente caso se asume que el 10% de la biomasa seca es material verde.

Biomasa verde = 9.342,6 ton * 0,1 ≅ 934 ton

ii) Carga de nutrientes

Si la vegetación se descompone a una tasa de 0,1 d-1 (Chapra, 1997) y la cantidad de P y N contenida en la biomasa seca es de 1% y 7,2%, respectivamente (figura 12.2), la tasa de liberación de P y N es:

• Carga interna de P

Carga internakgd

=1kg

100 kg biomasaP

P

0,1d

1000 kg

1ton*934 kg biomasa

Carga interna de P (kg/d) ≅ 934 kg/d

• Carga interna de N

Carga internakgd

=7,2 kg N

100 kg biomasaN

0,1d

1000 kg

1ton*934 kg biomasaa

Carga interna de N (kg/d) ≅ 6.724 kg/d

eUTrOfiCACión

▪ 409

12.5 DETERMINACIÓN DEL ESTADO TRÓFICO

El entendimiento del proceso de evolución trófica en un embalse exige una investigación limnológica a largo plazo que evalúe la carga de nutrientes y las tasas de producción del plancton en el cuerpo de agua. Como una primera aproximación al fenómeno se pueden utilizar ciertas características cualitativas que no cuantifican el problema pero lo identifican. La tabla 12.2 muestra dichas características.

Para estimar cuantitativamente el estado trófico en un cuerpo de agua se emplean indicadores o variables que describan los síntomas de la eutroficación. Estos indicadores deben ser capaces de caracterizar de la mejor manera posible los procesos naturales y ayudar a medir los cambios que paulatinamente se van dando en el ecosistema.

Empíricamente, con base en la experiencia, se ha comprobado que uno de los parámetros más útiles para analizar el estado trófico en un cuerpo de agua es la evaluación de la biomasa fitoplanctónica, medida en términos de clorofila α, durante un ciclo anual.

Para determinar el estado trófico de un embalse existen varios modelos de entrada y salida. La gran mayoría de estos modelos han sido desarrollados con base en la cantidad de fósforo total que entra al embalse o en la cantidad de fósforo total presente en la columna de agua. Esta tendencia se debe a que casi todos los embalses están limitados por fósforo, aunque la limitación podría ser también por nitrógeno o por luz, como se anotó anteriormente.

Tabla 12.2 Características fisicoquímicas y biológicas utilizadas para determinar la presencia del fenómeno de eutroficación en embalses

Característica Variable Significado

Físicas

Color verde del agua Presencia de microplantas acuáticas

Presencia de Micrófitas

Olores Generación de H2S

QuímicasSobresaturación de oxígeno disuelto en la superficie

Concentraciones de oxígeno disuelto por encima del 100% de saturación indican Eutroficación

Contenido de nutrientes

Ausencia de oxígeno disuel-to en la capas inferiores del embalse


▪ 410

Característica Variable Significado

Predominancia de Fe y Mn en forma soluble en la columna de agua

En ausencia de oxígeno disuelto, el Fe y Mn precipitado en los sedimentos se resuspenden

Biológicas

Muerte de peces

Presencia de macrofitas enraizadas


Aunque son muchos los métodos que existen para predecir la eutroficación, gran parte de ellos han sido desarrollados para cuerpos de agua localizados en zonas templadas. Además, para poder aplicarlos hay que tener en cuenta ciertas consideraciones especiales, entre ellas algunas sobre el régimen hidráulico y la forma del embalse. Por ejemplo, si el tiempo de residencia del agua en el embalse es menor de aproximadamente 15 días, el fósforo, así como otros constituyentes químicos, puede pasar a través del embalse antes de que las algas hayan tenido tiempo suficiente para crecer y utilizarlo como nutriente.

Refiriéndose a la forma del embalse, dicen autores especializados que la cola de los embalses alargados, así como los brazos y bahías que tienen un intercambio restringido con el cuerpo principal del embalse, y si el tiempo de residencia del agua de tales áreas es de 15 días o más, entonces pueden remover una parte significativa (50% o más) del fósforo que llega al embalse antes de que el fósforo alcance el cuerpo principal.

Los métodos para determinar el estado trófico en un cuerpo de agua se pueden clasificar en i) la aplicación de modelos de simulación (software), y ii) métodos simplificados

12.5.1 Estado trófico determinado utilizando modelos matemáticos de simulación de la calidad del agua

La evaluación del estado trófico en un cuerpo de agua se puede realizar utili-zando un programa de computador para modelar la calidad del agua. Debido a la complejidad y volumen de datos requeridos para su aplicación su uso se hace restringido en los países en desarrollo. Teniendo en cuenta el alcance de este libro y la anterior razón, no se discute la aplicación de dichos modelos.

Entre los modelos más comunes que se pueden utilizar para evaluar el estado trófico en los cuerpos de agua están el WASP7 y el CEQUALW2. Ambos son de distribución gratuita.

eUTrOfiCACión

▪ 411

12.5.1.1 Modelo de calidad del agua WASP7 (Water Quality Analysis Simulation Program)

El programa constituye el resultado del mejoramiento del modelo original WASP, creado por la EPA a mediados de los años 80. Este modelo ayuda al usuario a interpretar y predecir respuestas de calidad del agua ante fenómenos naturales y antrópicos en relación con diferentes decisiones de manejo de la contaminación. El WASP7 es un programa de modelación dinámica dividido en compartimientos aplicable a sistemas acuáticos, incluyendo tanto la columna de agua como las zonas bentónicas o de fondo en un lago o embalse.

El modelo está diseñado para ayudar al usuario a predecir e interpretar las respuestas en la calidad del agua, ante la contaminación natural o inducida por el hombre en cualquier cuerpo de agua superficial (ríos, embalses, lagos, estuarios, etc.). El programa se compone de dos submodelos: el hidrodinámico DYNHID que simula el movimiento del agua en todo el sistema acuático y el WASP que simula la calidad del agua. Este último, por facilidad operativa, está dividido en dos submodelos: el EUTRO y el TOXI. El EUTRO simula los contaminantes convencionales (oxígeno disuelto, DBO, nutrientes y otros parámetros asociados al fenómeno de eutroficación). El TOXI simula sustancias tóxicas (químicos, orgánicos, metales y sedimentos). Los modelos se pueden correr separadamente o en conjunto.

El WASP7 es un modelo dinámico y tridimensional. Dinámico porque considera variables en el tiempo los parámetros que describen la calidad del agua. Tridimensional porque es un modelo segmentado, lo cual permite realizar simulaciones en cualquiera de las tres dimensiones, con la profundidad y a lo largo y ancho del lago o embalse.

Los parámetros de calidad de agua que simula el WASP7 son:

• Nitrógeno amoniacal (NH3) mg N/L

• Nitratos (N03) mg N/L

• Ortofosfatos (P04)

• Fitoplancton, como clorofila mg CLα/L

• Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) mg O2/L

• Oxígeno disuelto (OD) mg O2/L

• Nitrógeno orgánico (NO) mg N/L

• Fósforo orgánico (PO) mg P/L


▪ 412

Entre las principales ventajas del WASP7 se pueden nombrar las siguientes:

• La flexibilidad. El modelo realiza simulaciones en una, dos o tres dimensiones; permite la especificación de datos de entrada variables en el tiempo, por ejemplo, coeficientes de difusión, caudales, cargas contaminantes, condi-ciones de frontera, etc.; y está estructurado de tal manera que el programa fuente puede ser alterado fácilmente para anexar algoritmos que simulen parámetros no incluidos en el modelo.

• Con el WASP7 se puede estudiar la mayoría de los problemas de calidad del agua, dadas las características teóricas y de informática que el programa posee.

• La facilidad de operación es otra de las ventajas del WASP7. Los submodelos que componen el programa principal son fáciles de instalar en los equipos de cómputo; el manual del usuario y la forma de construir los archivos de datos de entrada están claramente documentados.

• Los archivos de salida (resultados) son compatibles con otros paquetes de informática y los resultados son grabados en archivos que pueden ser leídos por una hoja electrónica. Este hecho hace que sobre los resultados se puedan hacer análisis estadísticos y construir tablas y gráficos.

• El software continuamente está siendo actualizando y se incorporan en él los avances más recientes tanto en el área de informática como en la parte teórica de la contaminación de recursos hídricos.

Prácticamente la única desventaja se puede mencionar es que el WASP7 no simula fenómenos accidentales, por ejemplo, derrames de pesticidas o petróleo en ambientes acuáticos. Existen otras desventajas de orden menor que debe revisar el usuario en el momento de implementar su aplicación.

12.5.1.2 Modelo de calidad del agua CEQUALW2

Es un programa bidimensional, hidrodinámico y de calidad de agua, soportado por el USACE Waterways Experiments Station de los Estados Unidos. El modelo ha sido ampliamente usado en sistemas de aguas superficiales estratificadas tales como lagos, embalses y estuarios, permitiendo calcular profundidades, velocidades horizontales y verticales, temperatura y otros 21 parámetros de calidad de agua (oxígeno disuelto, nutrientes, materia orgánica, algas, pH, el ciclo del carbonato, bacterias, y sólidos disueltos y suspendidos, etc.). Este software tiene la capacidad de modelar sistemas hidrológicos complejos con ríos y lagos o embalses interconectados y/o estuarios.

El CEQUALW2 es un modelo hidrodinámico y de calidad de agua bidimen-sional, que asume homogeneidad lateral, por lo que se ajusta a cuerpos de

eUTrOfiCACión

▪ 413

agua largos y estrechos que presenten variaciones longitudinales y verticales de calidad del agua.

En el módulo hidrodinámico, el modelo predice las elevaciones de la super-ficie de agua, las velocidades y la temperatura mientras que con el módulo de calidad del agua es posible simular una serie de constituyentes adicionales a la temperatura:

Entre los parámetros de calidad de agua que simula el CEQUALW2 están:

• Sólidos inorgánicos suspendidos

• Fitoplancton

• DBO carbonácea

• Amonio

• Nitritos - Nitratos

• Fósforo biodisponible

• Materia orgánica disuelta

• Materia orgánica partículada

• Carbono inorgánico total

• Alcalinidad

• Hierro total


• Sedimentos orgánicos

Adicionalmente, incluye cerca de 60 variables derivadas, incluyendo pH, compuestos de carbono, y otras formas de fósforo y nitrógeno, etc.

12.5.2 Métodos simplificados para evaluar el estado trófico

Ante lo poco práctico y la complejidad en la aplicación de los modelos de simu-lación, los métodos simplificados han probado ser muy útiles para una primera aproximación en estudios de calidad del agua en embalses y lagos ubicados en zonas tropicales.

Los métodos simplificados se pueden agrupar en la siguiente clasificación:

• Estado trófico según la clasificación limnológica.

• Clasificación trófica para lagos tropicales.

• Método de la Organización para la Cooperación y Desarrollo Económico de la comunidad europea (OECD por sus siglas en inglés).


▪ 414

Por considerar que el método de la OECD es aplicable a embalses o lagos ubicados en zonas templadas, no se incluye su discusión en este libro.

12.5.2.1 Estado trófico según clasificación limnológica

La clasificación limnológica consiste en examinar rangos de concentración de nutrientes con el fin de determinar el estado trófico de un embalse o lago.

Los rangos han sido propuestos por diferentes entidades o autores de re-conocida experiencia en el tema. La tabla 12.3 presenta los rangos propuestos por Chapra (1997) en función de la concentración de fósforo total, fitoplancton, la visibilidad medida como la profundidad al disco Secchi y el contenido de oxígeno disuelto.

Tabla 12.3 Clasificación limnológica del estado trófico con base en el contenido de fósforo y otras variables

Variable Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico

P total (µg P/L) < 10 10 - 20 > 20

Clorofila α (µg Chlα/L) < 4 4 - 10 > 10

Profundidad disco Secchi (m) > 4 2 - 4 < 2

% saturación O2 hipolimnio > 80 10 - 80 < 10

Fuente: Chapra Steven. Surface Water Quality Modeling. McGraw-Hill Science/Engineering/Math, 1997

Teniendo en cuenta que los rangos incluidos de la tabla 12.3 serían aplicables a las condiciones de embalses o lagos ubicados en zonas templadas, es importante que se consideren los valores sugeridos por el CEPIS para emplearlos en sistemas lagos y embalses cálidos tropicales. La tabla 12.4 muestra una comparación entre los rangos sugeridos por el CEPIS y los propuestos por la OECD.

Tabla 12.4 Comparación entre el promedio geométrico anual de fósforo y clorofila a para lagos cálidos tropicales (CEPIS) y la clasificación trófica de lagos templados

(OECD)*

Variable(valores promedio geométrico anual)

Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico

CEPIS

P total (µg P/L) 21,3 39,6 118,7

eUTrOfiCACión

▪ 415

Variable(valores promedio geométrico anual)

Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico

Clorofila α (µg Chlα/L) 3,56 6,67 17,39

OECD

P total (µg P/L) 8,0 26,7 84,4

Clorofila α (µg Chlα/L) 1,7 4,7 14,3


* Adaptado de la referencia 3.

12.5.2.2 Clasificación trófica para lagos cálidos tropicales

El CEPIS, consciente de la falta de una metodología apropiada para evaluar la eutroficación en lagos y embalses cálidos tropicales, viene coordinando desde 1981 el proyecto “Desarrollo de metodologías simplificadas para la evaluación de eutroficación en lagos cálidos tropicales” (referencia 1). El proyecto incluye la información procedente de 37 embalses localizados en 15 países tropicales (Centro y Sur América). Entre los datos se ha incluido un embalse en los Estados Unidos y otro en Argentina como extremos para reforzar el concepto de lago cálido tropical (10 oC de temperatura mínima en condiciones normales y un promedio anual mínimo de 15 oC).

Los resultados del proyecto se pueden resumir en una clasificación trófica determinada usando la concentración promedio anual de P total en la columna de agua, la carga afluente de P total, el tiempo de detención y la curva de regresión mostrada en la figura 12.3.

PL

ZTp w= *

34

3 (12.5)

Donde:

Pλ: Fósforo total en la columna de agua (g/m3)

Lp : Carga influente de fósforo (g/m2/año)

Tw: Tiempo de retención hidráulico (años)

Z: Profundidad promedio (m)


▪ 416

Figura. 12.3 Clasificación trófica según el CEPIS (Adaptado de la referencia 1)


Adicionalmente, el método del CEPIS incluye la figura 12.4 que fue elaborada aplicando la fórmula de probabilidad condicional de Bayes a cada una de las categorías tróficas. De esta forma, conociendo el valor de la concentración de fósforo total en la columna de agua y con la ayuda de está gráfica, es posible determinar el porcentaje de probabilidad de que un embalse pertenezca a una u otra categoría trófica.

12.6 PROCEDIMIENTOS PARA LA APLICACIÓN DEL MÉTODO DEL CEPIS

A continuación se presenta la serie de pasos que es recomendable seguir cuando se va a utilizar el método del CEPIS.

1. Evaluación de la aplicabilidad del modelo

Antes de realizar cualquier actividad, se deben revisar los atributos y limi-taciones del método. Durante esta etapa se debe, también, tener claramente definido el problema o problemas de calidad del agua que se desean analizar.

Otro aspecto que debe estar identificado claramente es la localización donde ocurren los problemas, y la época del año en la cual se deteriora la calidad del agua.

EUTRÓFICO

OLIGOTRÓFICO

10

1

0,1

0,01

0,01 0,1 1 10tw (años)

0,07 mg/L

0,03 mg/L

L p / Z

(g

/m3/a

ño)

eUTrOfiCACión

▪ 417

2. Análisis de la morfología del embalse o lago y la climatología de la región. Es necesario analizar la morfología del embalse o lago y la climatología de

la región ya que estos factores intervienen en la selección del número de estaciones de muestreo y en el grado de mezcla del embalse.

Cuando se tiene la certeza de que existen condiciones de mezcla completa, el embalse o lago se puede considerar como un cuerpo de agua único y sólo se requerirá de una estación de muestreo para determinar la calidad del agua.

En el caso contrario, es necesario considerar cada brazo, o parte del embalse separadamente, es decir, segmentar el cuerpo de agua. Las siguientes son recomendaciones por tener en cuenta para determinar el número de seg-mentos:

1

0,9

0,8

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

00 0,4 0,8 1 1,2 1,6 2 2,4 2,81 10 100 1000

mg - P/m3

FÓSFORO TOTAL

Dis

trib

uci

ón d

e P

roba

bili

dad

MESOTRÓFICO

OLIGOTRÓFICO EUTRÓFICO

ULTRAOLIGOTRÓFICO

HIPETRÓFICO

Figura 12.4 Distribución de probabilidad de nivel trófico según el modelo del CEPIS (Reproducida de la referencia 1)

Fuente: Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS), (2001), “Metodologías simplificadas para la evaluación de eutroficación en lagos cálidos tropicales” , Lima, Perú.


▪ 418

• Cuando el tiempo de detención en un brazo del cuerpo de agua es mayor de 2 semanas.

• Cuando existe algún tipo de barrera física- que impide la mezcla completa. Por ejemplo, un puente, un estrechamiento, etc.

• Cuando la conductividad específica difiere de 30 a 40 µmhos/cm a 20 oC entre una parte y otra del embalse.

3. Determinación del nutriente limitante del crecimiento algal

Cualquiera de los métodos por utilizar requiere determinar el nutriente limitante. Ver numeral 12.3.

4. Cálculo de la carga de nutrientes

Utilizar cualquiera de los métodos descritos en la literatura especializada o los discutidos en el numeral 12.4 para calcular la carga de nutrientes.

5. Si el embalse resulta excesivamente fértil, es necesario diseñar un plan de manejo y control de la calidad del agua en el embalse.

Con el propósito de ilustrar la aplicación en un estudio de calidad del agua del método propuesto se ha elaborado en ejercicio 12.2.

Ejercicio 12.2 Aplicación del método del CEPIS

• Evaluar el estado trófico utilizando el método del CEPIS para el embalse del ejercicio 12.1.

Solución:

Aunque el embalse está en etapa de factibilidad y por consiguiente no está construido, se considera que para el presente estudio no se tiene en cuenta el aporte interno de P debido a la biomasa por inundar. Esto se hace porque lo que se quiere analizar es la calidad del agua en el embalse “maduro” y no la estrategia de llenado (caso en cual sí se debe contemplar la carga interna de P en el embalse).

1. Determinación del nutriente limitante.

A pesar de que el embalse no está construido, se chequea el nutriente limitante en los tributarios.

Río principal ⇒ Relación N/P = 0,42/0,012 = 35 > 9 ⇒ P, el nutriente limitante

Río tributario ⇒ Relación N/P = 0,26/0,02 = 13 > 9 ⇒ P, el nutriente limitante

eUTrOfiCACión

▪ 419

Como en los dos tributarios el P es el nutriente limitante, se supone que lo mismo sucederá en el embalse. Por consiguiente, solamente se considera como nutriente a utilizar en el estudio el fósforo.

2. Tiempo de detención, profundidad media y carga afluente de P en el embalse

i) Tiempo de detención

tw = ∀/Qsalida = 350.000.000 m3/(96 + 10,2 )m3/s ≅ 0,104 años

ii) Profundidad media (z)

z = ∀/Asuperficial = 350.000.000 m3/8.350.000 m2 ≅ 41,9 m

iii) Carga afluente de P

Carga puntual de P en el afluente = 117,1 kg/d (calculada en el ejercicio 12.1)

Carga distribuida de P aportada por la cuenca = 2,37 kg/d (calculada en el ejercicio 12.1)

Lp (g/m2/año) = (117,1+ 2,37) kg/d*(1/8.350.000 m2)*(365 d/año) = 5,22 g/m2/año

Lp/z (g/m2/año) = 5,22/41,9 = 0,125 g/m3/año

3. Estado trófico

Con tw = 0,104 años y Lp/z (g/m2/año) = 0,125 g/m3/año se entra a la figura 12.3 y se determina que el embalse será OLIGOTRÓFICO.

4. Distribución porcentual del estado trófico

i) Concentración promedio de P en la columna de agua (Pλ)

Utilizando la ecuación 12.4, se calcula la concentración promedio de P en la columna de agua:

P

L

ZTp w

λ = =* , *,

34

34

30 125

0 1043

Pλ≅ 0,008 mg/L = 8 mg/m3

ii) Distribución de probabilidad del estado trófico

Con la concentración Pλ ≅ 8 mg/m3 se entra a la figura 12.4 y se lee la siguiente distribución de probabilidad:

Ultraoligotrófico = 79%


▪ 420

Oligotrófico = 17 %

Como la suma de los porcentajes debe dar 100%, el 4% será mesotrófico (no se alcanza a leer en la figura 12.4 por la escala).

Los resultados anteriores se interpretan concluyendo que el embalse será el 79% del tiempo ultraoligotrófico, el 17% oligotrófico y el 4% mesotrófico.

–v–

12.7 APLICABILIDAD Y RESTRICCIONES DEL MÉTODO DEL CEPIS

Entre las principales restricciones que debe tener en cuenta el usuario al utilizar los métodos simplificados como el propuesto por el CEPIS para la evaluación del estado trófico en lagos y embalses están:

• La suposición de que el lago o embalse es un cuerpo de agua completamente mezclado.

• La falta de precisión e incertidumbre inherente a la estimación de la carga anual promedio de nutrientes. La incertidumbre disminuye al aumentar el número de muestreos.

• El modelo no es aplicable cuando el factor limitante del crecimiento algal no es el fósforo.

• Si el embalse o lago es muy grande, es necesario segmentar.

Cuando se obtienen resultados inesperados o “raros” , es necesario tener en cuenta factores tales como:

• Las macrófitas (enraizadas o flotantes) pueden contener grandes cantidades de fósforo que normalmente no se tuvieron en cuenta en el desarrollo del modelo.

• El tiempo de retención hidráulico es muy corto. No hay dato preciso sobre el dato del tiempo de detención pero en la práctica se recomienda que este no sea inferior a 15 días. En estos casos la calidad del agua en el embalse está gobernada principalmente por las características del afluente y no por las reacciones que ocurren en el cuerpo de agua.

• Se han encontrado algunas dificultades cuando el cuerpo de agua está altamente turbio o coloreado.

• La pérdida de un porcentaje apreciable de la capacidad de almacenamiento del lago o embalse puede afectar los cálculos.

eUTrOfiCACión

▪ 421

• En algunos lagos o embalses, bajo condiciones anóxicas (ausencia de oxígeno disuelto), el sedimento libera cantidades apreciables de fósforo que se omiten en el cálculo de la carga.

El modelo no ha sido diseñado para utilizarlo o no es aplicable en estudios de calidad del agua relacionados con

• La definición de áreas con usos potenciales para la recreación (problema más de coliformes que de nutrientes).

• La presencia de metales pesados, pesticidas u otros tóxicos.

• El vertimiento accidental de alguna sustancia contaminante.

12.8 CONTROL DE LA EUTROFICACIÓN

Es claro que al ser la eutroficación un fenómeno natural de envejecimiento de los lagos y embalses, las estrategias de control están enfocadas en disminuir la velocidad o tasa a la cual se presenta el proceso y no a su eliminación total. Las estrategias de control generalmente adoptadas se pueden clasificar en dos categorías:

i) Medidas preventivas

ii) Medidas correctivas.

La aplicación de las medidas de control depende específicamente o son particulares para cada caso, es decir, son propias de cada cuerpo de agua y su cuenca. En la práctica, es necesario aplicar tanto medidas correctivas como preventivas; esto implica que para seleccionar la mejor opción hay que tener claramente definidos aspectos tales como los siguientes:

• Los usos del agua. Es necesario determinar qué niveles de nutrientes se pueden permitir en el agua para que sean compatibles con los usos benéficos establecidos del agua.

• Los costos de las medidas por adoptar.

• La factibilidad de reducir las fuentes puntuales o las distribuidas.

La figura 12.5 muestra en un esquema las diferentes medidas de mitigación que se pueden adoptar para el control de la eutroficación.

12.8.1 Medidas preventivas

Las medidas preventivas consisten principalmente en limitar el aporte de nutrientes evitando que estos lleguen al cuerpo de agua ya sea a través de las fuentes externas o que los libere el sedimento. En general, lo más fácil es controlar las fuentes puntuales. Entre las estrategias más utilizadas están:


▪ 422

Figura 12.5 Estrategias para el control de nutrientesFuente: Von Sperling, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. DESA-UFMG.1996

12.8.1.1 Control de vertimientos

El aporte de nutrientes a un cuerpo de agua se puede controlar implementando medidas como:

i) Tratamiento de aguas residuales. Cuando se determina que el aporte de nutrientes se debe al vertimiento de aguas residuales sin tratar a los afluentes al cuerpo de agua, se puede exigir a los contaminadores la remoción de los nutrientes empleando procesos biológicos o fisicoquímicos terciarios. En caso de que el tratamiento terciario sea supremamente costoso, se puede implementar un tratamiento convencional exigiendo que el efluente tratado descargue aguas abajo del sitio de presa.

ii) Trasvase o exportación de los desechos a otra cuenca sobre la cual no existan cuerpos de agua lénticos. Esta solución traslada el problema a otra cuenca y solamente debería aceptarse cuando la cuenca receptora tiene capacidad de mantener su balance ecológico. La experiencia ha demostrado que a largo plazo la cuenca receptora empieza a presentar problemas de calidad del agua.

iii) Infiltración de los desechos en el terreno.

Trasvase de los desechos a otra cuenca

Infiltración de los desechos en el terreno

Planta de tratamiento con remoción de nutrientes

Descarga del efluente aguas abajo de la presa

Embalse

Efl

uent

e

Río Tributar

io

Área tributaria

Río

pri

ncip

al

eUTrOfiCACión

▪ 423

12.8.1.2 Mecanismos de producción limpia

En el mercado existen productos ricos en fosfatos como los abonos y principal-mente los detergentes. Exigiendo que la materia prima de estos productos sea reemplazada por sustancias que reemplacen el fósforo se evita que los fosfatos lleguen a las plantas de tratamiento. Se han reportado casos en que se ha com-probado que hasta el 70% de los fosfatos afluentes a las plantas de tratamiento proviene de la utilización de estos productos (Martino, 1989).

12.8.1.3 Control de aguas de escorrentía

El aporte de nutrientes a un cuerpo de agua generado por las aguas de escorrentía se puede controlar implementando medidas como:

i) Ordenamiento del territorio. A través de los planes de ordenamiento de las cuencas se pueden incluir exigencias como la construcción de terrazas, la gestión adecuada de los residuos de la cosechas, las siembra de cultivos siguiendo las curvas de nivel o medidas que eviten o retarden la llegada de los nutrientes a los embalses o lagos.

ii) Construcción de barreras verdes. Es recomendable que para proteger la calidad del agua se exija dejar una faja o barrera con vegetación nativa o plantada alrededor de los los embalses o lagos. Por ejemplo, en los embalses para la generación de energía, la legislación colombiana exige dejar una franja libre de 100 m para que se reforeste naturalmente entre la cota máxima de inundación y la cota de asentamientos humanos.

12.8.2 Medidas correctivas

Las medidas correctivas pueden incluir una o más de las siguientes estrategias:

12.8.2.1 Procesos mecánicos

Entre las actividades mecánicas que se pueden realizar para controlar los nutrientes están:

i) Descarga programada de las aguas del fondo del embalse. Eventualmente se puede programar operar las compuertas de fondo en los embalses que presenten condiciones anaeróbicas en el hipolimnio para evacuar las aguas del fondo donde se acumulan los nutrientes cuando estas condiciones se presentan.

ii) Crear condiciones de mezcla completa en el lago o embalse. Cuando un embalse o lago está estratificado y tiene poca cantidad de oxígeno en el hipolimnio, se pueden colocar aireadores (sopladores) que no solamente introduzcan oxígeno sino que mezclen las aguas de baja calidad con las de buena calidad. Este resultado también se puede lograr colocando mezcladores


▪ 424

mecánicos. El airear y romper la estratificación genera beneficios no solo en el contenido de oxígeno sino que elimina algas indeseables y libera gases como el H2S.

iii) Remoción de macrófitas. Cuando la cantidad de macrófitas es muy alta es necesario removerlas utilizando medios mecánicos o manuales. En algunas ocasiones se han empleado tintes inocuos que reducen la penetración de la luz, y por lo tanto, se controla el crecimiento de las plantas acuáticas.

iv) Variación del nivel del agua. Se han tenido experiencias en las cuales la variación del nivel del agua en el embalse afecta el crecimiento de las plantas acuáticas, especialmente las enraizadas como la Elodea.

v) Drenaje. En los lagos poco profundos, la remoción de una capa entre 15 y 20 cm de sedimento elimina cantidades importantes de fósforo que puede ser resuspendido e ingresar a la columna de agua.

12.8.2.2 Control químico

Entre las medidas que se pueden implementar usando productos químicos están:

i) Precipitación de los nutrientes. El fósforo puede ser precipitado al añadir sustancias coagulantes como el sulfato de aluminio. No se recomienda usar cloruro férrico porque el Fe3+ en condiciones anaeróbicas se reduce a Fe2+ soluble. Tampoco, se aconseja usar sustancias que alcalinas como las sales de calcio que incrementan el pH.

ii) Uso de alguicidas. El más utilizado es el sulfato de cobre, sin embargo, dada su toxicidad y permanencia en el tiempo, no se recomienda utilizar en embalses o lagos destinados al abastecimiento de agua potable.

iii) Oxidación de los sedimentos con nitratos

12.8.2.3 Control biológico

Entre las medidas de control biológico están:

i) Siembra de peces herbívoros. La introducción de caracoles o peces herbívoros como carpa y tilapias incrementa la tasa de predación. Los efectos de esta estrategia solo se ven a largo plazo.

ii) Uso de cianofagos

iii) Biomanipulación

eUTrOfiCACión

▪ 425

Ejercicio 12.3 Medidas preventivas para evitar o controlar la eutroficación

• Se utilizan como caso de estudio los resultados del los ejercicios 12.1 y 12.2. Como puede apreciarse, el mayor aportante de P es el río principal; deter-minar la concentración máxima permisible de P en el afluente principal de tal manera que el embalse de conserve oligotrófico.

Solución:

1. Valor máximo de Lp/z permisible

De la Figura 12.3 se lee que el valor máximo permisible de Lp/z para un tw de 0,104 años es de 0,49 g/m3/año.

2. Carga Lp (kg/d) permisible

Lp = 0,49 g/m3/año * 41,9 m * 8.350.000 m2 ≅ 469 kg/d

Lp(rio) = Lp(total) - Lp(tributario) = 469 -2,37 ≅ 466,7 kg/d

Concentración máxima permisible de P = (466,7 kg/d)/96 m3/s ≅ 0,056 mg/L

En conclusión, si se desea controlar la calidad del agua en el embalse es necesario que la concentración promedio de P en el río principal no sobrepase los 0,056 mg P/L.


[1] Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS), (2001), “Metodologías simplificadas para la evaluación de eutroficación en lagos cálidos tropicales” , Lima, Perú.


[3] MARTINO Paola. Curso Básico sobre eutroficación. Centro Panamericano de Inge-niería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS), (1989).


[5] SANS Carolina et al., Determinación de parámetros y ecuaciones para estimar biomasa en plantaciones forestales. http://www.mgap.gub.uy/UPACC/archivos/Informe%20Biomasa_FAGRO.pdf



CAPÍTULO Introducción a la modelación de la calidad del agua en corrientes de agua

13

13.1 CONCEPTOS BÁSICOS13.1.1 Sistema 13.1.2 Experimento13.1.3 Modelo13.1.4 Simulación

13.2 EL PROBLEMA: ¿QUÉ SE PUEDE HACER CON UN MODELO DE CALIDAD DEL AGUA?13.2.1 Estudios descriptivos13.2.2 Predicciones de calidad del agua13.2.3 Analizar problemas específicos

13.3 PROCESO DE MODELACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA13.4 SELECCIÓN DEL MODELO13.5 CALIBRACIÓN Y VERIFICACIÓN DEL MODELO

13.5.1 Calibración del modelo13.5.2 Verificación del modelo

13.6 ANALIZANDO LA PRECISIÓN DEL MODELO13.7 NOTAS Y OBSERVACIONES IMPORTANTES

SOBRE EL PROCESO DE MODELACIÓN13.8 MODELO QUAL2K

13.8.1 Descripción del modelo13.8.2 Iniciando la aplicación13.8.3 Representación conceptual13.8.4 DBO rápida lenta, DBO rápida y materia orgánica

partículada (MOP).13.8.5 Régimen hidráulico del sistema13.8.6 Marco geográfico y climático

13.9 APLICACIÓN DEL MODELOEJERCICIOS PROPUESTOS

▪ 429

CAPÍTULO 13

Introducción a la modelación de la calidad del agua en corrientes de agua

13.1 CONCEPTOS BÁSICOS

Antes de realizar cualquier actividad relacionada con la modelación de la calidad del agua de un río o corriente de agua es necesario tener claros ciertos términos que van a ser usados a lo largo de este capítulo. Cuando se habla de modelación y simulación, los siguientes términos se usan a menudo:

• Sistema.

• Experimento.

• Modelo.

• Simulación.

A continuación se discute cada uno de estos términos.

13.1.1 Sistema

En un sentido general la noción de sistema se puede definir como una colección de elementos estructurales y no estructurales los cuales están inter-conectados y organizados de tal manera que cumplen con un objetivo específico manteniendo el control de los recursos, la energía y la información.

Uno de los aspectos básicos de un sistema es que se puede observar y con-trolar. Sus interacciones con el ambiente caen en dos categorías:

i) Variables generadas por el ambiente que influencian el comportamiento del sistema (ENTRADAS).

ii) Variables que son determinadas por el sistema que influencian el compor-tamiento del ambiente (SALIDAS).

Resumiendo, se puede afirmar que un sistema es una fuente potencial de datos en el que las ENTRADAS están definidas y, además, el comportamiento del sistema puede ser observado.


▪ 430

13.1.2 Experimento

Un experimento es el proceso mediante el cual se extrae información sobre un sistema a través de la manipulación de los datos de entrada.

La experimentación es probablemente el concepto más importante sobre sistema porque es a través de un experimento que se puede lograr un mejor entendimiento sobre el sistema. La experimentación implica la utilización de las dos propiedades más importantes de los sistemas: el control y la observabilidad.

La realización de un experimento implica la aplicación de una serie de condiciones externas a las ENTRADAS y observar la respuesta del sistema a través del registro de las variables de SALIDA.

Una de las ventajas de experimentar con un sistema “simulado” y no uti-lizar el sistema “real” , es que los sistemas reales están generalmente bajo la influencia de un gran número de datos de entrada inaccesibles, y que muchos de los registros de las salidas no son monitoreables.

13.1.3 Modelo

Un modelo es la representación de un sistema. Un modelo es una aproximación a un sistema del cual, a través de un experimento, se pueden obtener respuestas sobre el sistema. Un modelo no necesariamente implica la utilización de un programa de computador. Un modelo puede ser un pedazo de hardware o sim-plemente el entendimiento de cómo trabaja un sistema. Los modelos a menudo se codifican en un programa de computador.

¿Por qué es importante modelar?

Modelar consiste en organizar el conocimiento acerca de un sistema dado. Rea-lizando experimentos es como se adquieren conocimientos sobre un sistema. Al comienzo por lo general el conocimiento sobre el sistema no está estructurado. Entendiendo la causa y el efecto de los fenómenos que ocurren en el sistema y organizando lo observado en las respectivas escalas de tiempo y espacio es como se estructura el conocimiento sobre el sistema. En consecuencia, es modelando que se adquiere conocimiento sobre un sistema.

13.1.4 Simulación

La simulación es a un modelo lo que un experimento es a un sistema. En tér-minos prácticos una simulación es un experimento realizado con un modelo. Nuevamente, se enfatiza en que la simulación no necesariamente implica la utilización de un programa de computador. Lo que ocurre es que normalmente los fenómenos naturales se representan por ecuaciones matemáticas cuya mejor manera de resolverlas es elaborando un programa de computador. Resumiendo, el

inTrOdUCCión A LA mOdeLACión de LA CALidAd deL AgUA en COrrienTes de AgUA

▪ 431

objetivo de la simulación es experimentar con un modelo tan fácil y conveniente como con el sistema real.

Mientras un científico es feliz observando y entendiendo el mundo, un ingeniero busca modificarlo para su propio beneficio. Así es que la ciencia es análisis, la ingeniería es control y diseño. Por lo tanto, la simulación puede usarse para análisis, control y diseño.

¿Por qué es importante la simulación?

Excepto que se experimente con el sistema real, la simulación es la técnica disponible más económica, práctica y fácil para analizar el comportamiento de un sistema. Con la simulación se puede o se logra:

• Entender la relación causa-efecto en el mundo real.

• Generar una serie de hipótesis relacionadas con la información.

• Simplificar el problema para hacerlo más entendible.

• Realizar una serie de simulaciones bajo diferentes condiciones con el propósito de verificar que los supuestos y simplificaciones sean válidos.

• Analizar los resultados para sacar conclusiones.

La simulación de la calidad del agua involucra el planteamiento y solución de un centenar de ecuaciones diferenciales parciales no lineales que no tienen solución analítica por lo que se requiere utilizar métodos numéricos para resol-verlas. Los algoritmos que poseen los programas de computador realizan esta tarea utilizando un lenguaje de programación.

El beneficio fundamental de utilizar un programa de computador en una simulación es que se puede experimentar con un modelo y no “perturbar” el sistema real.

A partir de esta parte, cuando el autor se refiera a un modelo de calidad del agua, se estará refiriendo a los programas de computador utilizados en la modelación de la calidad del agua.

13.2 EL PROBLEMA: ¿QUÉ SE PUEDE HACER CON UN MODELO DE CALIDAD DEL AGUA?

Antes de que el ingeniero se inicie en el mundo de la modelación es necesario que recuerde la célebre frase de Albert Eistein: “Make things as simple as possible, but not any simpler.”

No todos los problemas de calidad de agua requieren la utilización de un modelo de calidad del agua. Los modelos de calidad del agua son herramientas que permiten al ingeniero ambiental tomar decisiones con bases científicas sólidas y sustentables.


▪ 432

Fundamentalmente con los modelos de calidad del agua se pueden realizar tres tipos de estudios:

i) Realizar estudios descriptivos.

ii) Elaborar predicciones.

iii) Analizar problemas específicos.

13.2.1 Estudios descriptivos

Por estudios descriptivos se entiende la definición de un problema y no su solución. Pertenecen a esta categoría estudios de calidad del agua tales como:

• Presentar la calidad del agua en detalle de un río. Aplicando un modelo de calidad del agua se puede presentar a los entes interesados el estado actual de la calidad del agua y correlacionarla con variables tales como la época del año (verano, invierno), usos del suelo, etc.

• Interpolar los datos observados. Un modelo de calidad del agua puede ser usado para reducir la frecuencia y puntos de muestreo de un programa de monitoreo rutinario de calidad del agua en un río.

• Determinar la carga permisible de un contaminante. En este tipo de estudios se utiliza un modelo de calidad para determinar la capacidad que tiene un río de recibir cierta contaminación debida a la presencia de un contaminante. El cálculo de las cargas diarias máximas de contaminación (TMDL, por sus siglas en inglés), que por ley deben calcular las autoridades ambientales de los Estados Unidos para cada río, es elaborado utilizado un modelo de calidad del agua.

• Determinar los procesos que están controlando la calidad del agua. También, los modelos de calidad del agua permiten establecer los procesos que están gobernando la calidad del agua. Por ejemplo, se puede determinar si es la descomposición de la materia orgánica, la reaireación o la demanda béntica, el proceso que está agotando el oxígeno disuelto en el agua. Asimismo, se puede establecer si las fuentes puntuales son más importantes o contami-nantes que las distribuidas.

13.2.2 Predicciones de calidad del agua

Las predicciones de calidad del agua son utilizadas para conocer la variación de los contaminantes en el tiempo, es decir, cuando se necesita realizar simulaciones dinámicas. Como ejemplos de problemas de calidad del agua en los cuales se requiere hacer predicciones están:

• Analizar la variación diaria de un contaminante. Está demostrado que en las zonas tropicales, la variación diaria del oxígeno disuelto afecta altamente la


▪ 433

calidad del agua. Durante el día debido a las altas temperaturas, la tasa de descomposición de materia orgánica es muy alta y hay casos en los cuales alcanza a agotar el oxígeno disuelto de tal manera que en la noche, durante la respiración, se presentan condiciones anaeróbicas que pueden ocasionar la muerte de peces.

• Determinar el efecto de la construcción de un sistema de recolección de aguas residuales.

13.2.3 Analizar problemas específicos

En esta categoría de estudios se pueden incluir aquellos en que se requiere conocer la respuesta a la pregunta ¿Qué pasa si? Cuando un problema de ca-lidad del agua pueda plantearse en términos de una pregunta, los programas de simulación son una herramienta muy útil para conocer la respuesta. Son ejemplos de estos casos:

• Establecer objetivos y metas de calidad. Por ejemplo en el Programa de Saneamiento del Río Medellín, proyecto adelantado por las EPM, utilizando el programa QUAL2K se estableció como meta “Remover 160 ton/d de DBO5

para llevar el oxígeno disuelto en el río a mínimo 5 mg/L, bajo condiciones promedio, para el 2010” .

• Establecer normas de calidad del agua. De la misma manera como se estable-cen objetivos de calidad en un río, los modelos de calidad también permiten establecer estándares de calidad sobre los vertimientos de aguas residuales que recibe la corriente.

• Otorgar permiso de vertimientos.

• Analizar el efecto en la calidad del agua de las medidas preventivas y reme-diales adoptadas. En los planes o programas de saneamiento, la ubicación y el nivel de tratamiento de las plantas de aguas residuales planeadas se debe establecer con la ayuda de los modelos de calidad del agua.

13.3 PROCESO DE MODELACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA

Normalmente, los estudios de calidad del agua que involucran la utilización de un modelo de calidad del agua se desarrollan por etapas. La secuencia de las etapas por seguir se presenta a continuación:

Primera etapa: Definir el problema de calidad del agua por estudiar.

Antes de iniciar cualquier actividad relacionada con un estudio de modelación lo primero que debe estar bien definido es el problema de calidad del agua que se desea estudiar. El problema por estudiar debe ser claro y medible; nor-malmente corresponde a una autoridad ambiental, una corporación ambiental


▪ 434

o al municipio, formularlo. Después de que se tiene definido el problema es necesario conocer el presupuesto asignado al proyecto. Una vez conocidos estos dos aspectos se puede iniciar lo que se conoce como el proceso de modelación.

El conocimiento relacionado con los aspectos regulatorios, las opciones de control y el recurso humano disponible, es muy importe tenerlo definido antes de continuar con el proceso.

Segunda etapa: Seleccionar el modelo.

Una de las “fallas” más comunes que se comenten durante el proceso de mode-lación es que muchos usuarios disponen de un modelo y se cree que con él se resuelven todos los problemas de calidad del agua. Esto es equivocado; primero porque los modelos no resuelven problemas, son herramientas que ayudan al ingeniero a entender y simplificar lo que está sucediendo, y segundo, porque hay casos en los cuales los modelos son inadecuados o no son capaces de reproducir lo que está sucediendo. En síntesis: “primero” , el problema, y luego, el “modelo” .

En el numeral 13.4 Selección del modelo, se presentan unas guías relacio-nadas con el proceso de selección de la herramienta por utilizar.

Tercera etapa: Revisión de los datos de entrada.

En general, la modelación de un recurso hídrico requiere de una gran cantidad de información de entrada. Así que es necesario que el modelador esté familiarizado con la información que necesita recolectar.

La mayoría de los modelos de calidad del agua disponibles requieren bá-sicamente la misma información de entrada: datos de control del programa, identificación del proyecto, morfología del recurso, climatología, condiciones de entrada, datos sobre los tributarios o fuentes de contaminación, etc. Muchos de estos datos de entrada se pueden medir directamente (velocidad del agua, datos climatológicos, etc.), mientras que otros se pueden obtener de la literatura o de estudios anteriores. Para aquellos parámetros que no se puedan medir directamente u obtener de la literatura, se puede recurrir a calcularlos usando correlaciones o técnicas de optimización basadas en registros históricos.

Cuarta etapa: Recolección de la información preliminar.

Con el presupuesto conocido, el problema definido y los datos de entrada entendi-dos, se procede a recolectar la información preliminar. En esta etapa se recurre a información secundaria que generalmente está relacionada con aspectos propios del recurso hídrico tales como la geometría de la corriente, las características físicas, químicas y biológicas del agua y datos sobre la cuenca de drenaje.

Como se sabe, con el propósito de simular un determinado proceso, el algo-ritmo computacional lo representa por un modelo matemático. Por ejemplo, el


▪ 435

comportamiento de la DBO es representado por una ecuación química de primer orden. De la misma manera cuando se está calculando la parte hidráulica, se requiere de una serie de constantes para determinar el caudal. Esto implica que, para propósitos de la modelación, se entienda por parámetros a las constantes de reacción, los coeficientes, los porcentajes etc., necesarios para modelar las variables de calidad del agua (DBO, temperatura, sólidos, etc.).

Quinta etapa: Corridas preliminares.

Una vez seleccionado el modelo, es necesario asegurarse de que el software esté corriendo correctamente y reproduciendo resultados correctos. Esto general-mente se hace con los datos prueba o por defecto que trae el software.

La siguiente fase, ya con el sistema por modelar montado, consiste en iden-tificar la falta de información importante o la deficiencia que puedan tener los datos con que se dispone. Aquí se identifica la necesidad de realizar muestreos o estudios de laboratorio, así como la necesidad de recolectar información de campo.

Además de cuantificar las necesidades de nueva información, esta etapa sirve para identificar los parámetros más importantes en la modelación. Por ejemplo, en ríos con una alta capacidad de arrastre y de baja profundidad, posiblemente la demanda béntica no sea un parámetro tan importante como la tasa de descomposición de la materia orgánica. Este aspecto es muy importante cuando se está trabajando con bajos recursos económicos porque así los recursos se pueden enfocar en la adquisición de la información sobre los parámetros que tengan el mayor impacto en las predicciones.

La manera más sencilla de identificar los parámetros más importantes es realizando un análisis de sensibilidad. Los análisis de sensibilidad consisten en variar cada uno de los parámetros que se sospecha son importantes y observar cómo varían los resultados.

Sexta etapa: Calibración y verificación del modelo.

Se reconoce a esta etapa del proceso de modelación como la actividad en la cual se “sintoniza” el modelo para que reproduzca adecuadamente el sistema que se está modelando. Esta actividad consiste en variar los parámetros del modelo hasta que los resultados del modelo concuerden óptimamente con los datos reales o de campo. En el numeral 13.5 Calibración y verificación de los modelos, se discute en detalle cómo esta tarea se puede realizar.

Séptima etapa: Generación de escenarios.

Es recomendable que el modelador genere los escenarios que desea simular. Por ejemplo, un escenario puede ser la simulación del recurso hídrico en condi-


▪ 436

ciones de caudal mínimo, otro escenario la simulación de una descarga de una determinada industria, y otro, la determinación de la carga máxima permisible de un determinado contaminante.

Octava etapa: Análisis de resultados.

Como en toda actividad que contemple la utilización de un programa de com-putador, en el caso de la modelación de la calidad del agua también es válido el adagio “Si a un programa de computador, basura le entra, basura sale” . Por lo tanto, es necesario no solo que el modelador sino expertos en calidad del agua revisen los resultados con el propósito de detectar inconsistencias, sacar conclusiones y proponer recomendaciones.

13.4 SELECCIÓN DEL MODELO

Cuando se está ante el dilema de seleccionar un modelo de calidad del agua, se tienen dos opciones: i) utilizar un programa existente, o ii) desarrollar un modelo propio. El desarrollo de un modelo propio se usa cuando los existentes no son capaces de simular el recurso hídrico en estudio. Esto sucede en ríos altamente intervenidos en los cuales los paquetes existentes no son adecuados principalmente cuando se trata de simular el régimen hidráulico de la corriente.

Los estudios de calidad del agua normalmente utilizan programas ya desa-rrollados principalmente por dos razones: la primera, porque ya alguien hizo el trabajo, y segundo, porque existen modelos ampliamente documentados y utilizados en diferentes proyectos que han dado resultados satisfactorios y gozan de una alta credibilidad entre las autoridades ambientales, académicas y de quienes toman las decisiones.

No existe una regla general que pueda utilizarse para seleccionar un modelo de calidad del agua. A continuación se explican ciertos criterios que debe tener en cuenta el modelador en el momento de seleccionar el software:

• Características del modelo. Antes de seleccionar un modelo es necesario revisar:

− Las variables y los procesos que simula el programa.

− Las escalas de tiempo y espacio que usa.

− Las técnicas de solución.

• Complejidad. No por ser más complejo el software significa que es más preciso o reporta menos incertidumbre en los resultados. La incertidumbre se reduce disponiendo de información veraz, confiable y suficiente. Actualmente, el problema no es de software, es de disponibilidad de información.


▪ 437

• Restricciones y limitaciones del modelo. Cada modelo tiene sus propias restric-ciones y limitaciones que deben ser tenidas en cuenta por el modelador para determinar si el software es aplicable al cuerpo de agua que se está estudiando. Por ejemplo, el QUAL2K hidráulicamente está limitado a la simulación de períodos en los cuales tanto el caudal del río como las cargas contaminantes sean relativamente constantes; por lo tanto, este programa no puede ser utilizado para simular ríos cuyo régimen de flujo sea rápidamente variado.

• Aplicaciones previas. Es necesario documentarse y revisar estudios donde se haya aplicado el software y los resultados hayan sido satisfactorios.

• Ventajas y desventajas. Al igual que con las restricciones, cada modelo tiene sus propias ventajas y desventajas que es necesario revisar en el momento de la selección. Por ejemplo, una de las ventajas del modelo WASP es su flexibilidad: el programa tiene seis niveles de complejidad entre los cuales el usuario define el que se acomode mejor al estudio que esté realizando. La revisión de las ventajas y desventajas permite hacer comparaciones entre los diferentes modelos.

• Costo del software. Aunque este aspecto ha disminuido su importancia últimamente debido a que el hardware es cada vez más barato y las técnicas de informática han al alcanzado un nivel de desarrollo muy alto, es necesario distinguir entre un paquete de distribución gratuita y los programas comer-ciales. La ventaja principal de los paquetes comerciales es que generalmente son más amigables y tienen soporte técnico. Normalmente los resultados que se obtienen con los dos son muy similares.

• Documentación. Es preferible seleccionar un software que disponga de suficientes manuales para su documentación. Entre los manuales están el técnico, el del usuario y los tutoriales.

• Actualización. El software que cuenta con soporte y se actualiza constante-mente tiene ventajas sobre los que no lo tienen. Por ejemplo, el QUAL2K tiene más de 30 años de continua actualización; ha migrado desde estar codificado en lenguaje Fortran hasta actualmente estar desarrollado en formato Excel, mientras que el Rios4 solamente corre bajo su propia plataforma.

13.5 CALIBRACIÓN Y VERIFICACIÓN DEL MODELO

Para que un modelo sea capaz de simular la calidad del agua en una corriente de agua, debe calibrarse y verificarse.

13.5.1 Calibración del modelo

Como se mencionó anteriormente, la calibración del modelo consiste en ajustar las constantes y coeficientes incluidos en el modelo de tal manera que este


▪ 438

sea capaz de reproducir la calidad del agua en la corriente con una alta con - fiabilidad.

Para calibrar el modelo se selecciona un evento “típico” para el cual se conocen las características físicas de la corriente y se tienen medidos algunos parámetros en el campo o en el laboratorio. Siempre será preferible medir los parámetros en el campo que en el laboratorio. Para los parámetros faltantes se pueden usar los valores que por defecto trae el software, hacer correlaciones o utilizar datos de la literatura.

La calibración es un proceso sistémico cuyo procedimiento se presenta en la figura 13.1.

Normalmente el evento típico por seleccionar en la calibración corresponde a unas condiciones extremas que en la mayoría de los casos son las condiciones de caudales bajos. Por ejemplo, las condiciones de caudales bajos más utilizadas corresponden al 7Q10 (caudal mínimo promedio durante siete días consecutivos en un período de retorno de 10 años).

Una vez se ha definido el evento por utilizar en la calibración, son muchos los parámetros que se pueden variar. Para evitar confusiones es necesario distinguir entre los diferentes tipos de información que se requiere entrar al modelo. Para tal efecto, nótese que en la figura 13.1 se han separado las constantes y los coeficientes cinéticos de la demás información. Por coeficientes y constantes cinéticas se entienden las tasas de reacción de las reacciones químicas (kd, ka, kN, demanda béntica, etc.), mientras que otros parámetros son las constantes hidráulicas (n Manning, pendiente, etc.), las velocidades de sedimentación, las constantes estequiométricas, el coeficiente de extinción, etc.

Antes de iniciar el procedimiento de calibración, se deben tener evaluadas, para el evento por calibrar, las cargas contaminantes puntuales y distribuidas, y además, tener establecidas las condiciones de frontera y las condiciones iniciales. De la misma manera, se debe tener la corriente segmentada y todos los datos físicos del río (pendiente, secciones, altitud, longitudes, etc.,) medidos con la precisión deseada. Toda esta información debe tener la suficiente precisión de tal manera que no se convierta en una fuente de incertidumbre en los resul-tados. Una vez se tiene todo esto listo, esta información no se varía durante la calibración.

El procedimiento de calibración se debe desarrollar en dos fases: primero se calibra la hidráulica o hidrodinámica (caudales, velocidades y profundidad del agua), y luego la calidad del agua.

La calibración hidrodinámica se inicia ajustando los coeficientes y cons-tantes involucrados en las fórmulas hidráulicas (Manning, curvas de caudal-


▪ 439

Selección del evento

Físicos (Geometría) Condiciones de frontera y

cargas contaminantes Condiciones iniciales

Recolección de datos

Modelo hidráulico

Qm = QcCaudales medidos (Qm)

Caudales calculados (Qc)

Si

No

Ajuste de parámetros

Constantes y coeficientes cinéticos Datos de campo o laboratorio

Cm = Cc

Modelo calidad del agua

Calidad del agua calculada (Cc)

Calidad del agua medida (Cm)

Ajuste de parámetros

No

MODELO CALIBRADO

VERIFICACIÓN

Si

Figura 13.1 Diagrama esquemático del procedimiento de calibración del modeloFuente: elaboración propia

profundidad-velocidad, vertederos, etc.), de tal manera que el modelo sea capaz de reproducir los caudales medidos en las estaciones limnimétricas o mediante aforos; siempre teniendo en cuenta que si se han obtenido parámetros utilizando información de campo o en otra forma adecuada, estos no se cambian.


▪ 440

Cuando ya se tiene simulado el régimen hidráulico de la corriente, se procede a calibrar la calidad del agua. Dado que los modelos simulan muchas variables de calidad del agua, la calibración de estas no puede ser arbitraria. Se deben calibrar primero las variables que menos parámetros tienen involucrados en su cálculo; es decir, se debe calibrar empezando desde las variables más sencillas hasta las más complejas de calcular. Por ejemplo, la DBO debe calibrarse primero que el oxígeno disuelto. La calibración de cada variable se hace ajustando las constantes y coeficientes cinéticos involucrados que tiene la variable en su cálculo hasta que el modelo sea capaz de reproducir el valor de la variable medido en el campo. Cuando se disponga de datos de constantes y coeficientes medidos en el campo o laboratorio estos no se deben cambiar. Los ajustes se hacen hasta que el modelo es capaz de reproducir los datos de campo con la precisión deseada.

Existen varios métodos para realizar los ajustes. La forma más práctica es hacerlo por ensayo y error, sin embargo, existen técnicas automatizadas que pueden implementarse como el método Monte Carlo.

Cuando se vayan a hacer simulaciones dinámicas, se recomienda empezar la calibración del modelo bajo condiciones de estado estable utilizando promedios diarios. Luego, seguir la calibración dinámica para un día en el cual hayan ocu-rrido altas variaciones en el río; preferiblemente un día de altas precipitaciones.

13.5.2 Verificación del modelo

Con el modelo calibrado lo único que se sabe es que el modelo reproduce un evento específico. Antes de poderlo usar en un estudio de calidad del agua, es necesario que el modelo sea capaz de simular la calidad del agua en el río bajo cualquier evento o circunstancia. Significa que los modelos deben ser confirmados o validados.

La validación de un modelo consiste en correr el modelo calibrado utilizando un evento totalmente opuesto al que fue seleccionado para la calibración. Por ejemplo, si para calibrar se usaron las condiciones de caudales bajos, para validar se usan las condiciones de caudales máximos. En el proceso de validación se dejan quietos los parámetros ajustados durante la calibración y se cambian las variables externas. Es decir, se cambian las cargas contaminantes, las caracte-rísticas hidrológicas de la cuenca (velocidad del viento, punto de rocío, etc.), las condiciones de entrada, etc. Si las simulaciones hechas bajo estas condiciones reproducen la calidad del agua medidas en el campo, se considera que el modelo es capaz de reproducir la calidad del agua bajo cualquier evento y puede usarse para los estudios de calidad del agua.

Si no se logra verificar el modelo, es necesario analizar detalladamente el software y la información utilizada para determinar las causas que están


▪ 441

originando las discrepancias. Esto puede conducir hasta la selección de otro modelo.

Las condiciones en un río pueden variar en el tiempo, lo cual puede ocasionar que los modelos se descalibren; especialmente esto sucede después de que se han implementado medidas de control o acciones remediales. Algunos autores como Thomann (1987) y Chapra (1997), recomiendan una etapa posterior a la verificación, que denominan auditoría posterior. La auditoría posterior consiste, según estos autores, en chequear si las predicciones hechas con el modelo fue-ron válidas. En muy pocos casos se ha encontrado que el modelo sea capaz de reproducir la calidad del agua cuando el río ha cambiado y esto ocasiona que se tenga que volver a repetir el proceso de modelación. En estos casos los resultados han servido para que se identifiquen vacíos en la información requerida y se mejoren los algoritmos de cálculo de las variables incluidas en el programa.

13.6 ANALIZANDO LA PRECISIÓN DEL MODELO

Tal como se presentó en el numeral 13.5.1, el objetivo de la calibración es ajustar los parámetros del modelo de tal manera que los resultados calculados con el modelo se ajusten lo más preciso posible a los datos medidos en el campo. ¿Qué tan bueno debe ser el ajuste?, la bondad del ajuste puede ser “a ojo” o medido de una manera cuantitativa.

Visualmente se pueden comparar los resultados simulados con los medidos en el campo. En este caso el modelador ajusta los parámetros hasta que él, a su criterio, considera que el ajuste es suficiente o adecuado.

El chequeo del ajuste también se puede realizar cuantitativamente usando una medida cuantificable de la bondad del ajuste. Chapra (1997) en la referencia 4 propone el método que a continuación se presenta:

Se calcula la precisión del ajuste utilizando la ecuación 13.1, en la cual se minimiza la suma de los residuos al cuadrado.

E c cr c i m ii

n= −

=∑ ( ), ,

1

(13.1)

Donde:

Er: Error

Cc,i : Concentración del contaminante i calculada por el modelo

Cm,i : Concentración del contaminante i medida en el campo

La sumatoria de los errores al cuadrado (Er) da un valor total que debe corresponder a un mínimo cuando los resultados calculados se ajustan a los


▪ 442

medidos. Normalmente lo que se recomienda es primero chequear el ajuste visual y si el modelador no queda satisfecho, emplear el método cuantitativo.

También, es importante mencionar que hay modeladores que consideran que el ajuste es aceptable cuando las diferencias entre los valores calculados con el modelo y los valores medidos en el campo son menores del 10%.

13.7 NOTAS Y OBSERVACIONES IMPORTANTES SOBRE EL PROCESO DE MODELACIÓN

A continuación se presentan algunas observaciones y notas que se consideran importantes y son aplicables al proceso de modelación de la calidad del agua en un río.

• A menudo surge la pregunta: ¿Se requiere calibrar y verificar un modelo de calidad del agua cada que se vaya a usar? La respuesta no es fácil porque depende de muchos factores. Sin embargo, el autor recomienda que un modelo de calidad del agua se debe verificar y calibrar en aquellos estudios o proyectos en los que se involucre la toma de decisiones que lleven a gran-des inversiones. Por ejemplo, se recomienda utilizar un modelo calibrado y verificado cuando se trate la ubicación y selección del nivel de tratamiento de una planta de tratamiento de aguas residuales, la exigencia a una indus-tria de una planta de tratamiento de aguas residuales, la prohibición de un determinado producto químico, la realización de un transvase. Por otro lado, no se requiere un alto grado de precisión en la simulación cuando se están estableciendo usos benéficos del agua (objetivos de calidad).

• Es común que en muchos casos no se tengan disponibles los datos de algunos parámetros de la geometría del río o de constantes y coeficientes. Esto no hace la calibración/verificación imposible dado que hay parámetros cuyos valores por defecto son relativamente bien conocidos. Por ejemplo, las velocidades de sedimentación, la tasa de descomposición de un desecho puramente doméstico, las constantes estequiométricas, el valor de θ para corregir las constantes por temperatura, etc.

• El modelador debe analizar si la diferencia en el nivel de precisión de los resultados obtenidos con un modelo comercial comparados con los de un modelo de distribución gratuita justifica la inversión en el paquete comercial.

13.8 MODELO QUAL2K

13.8.1 Descripción del modelo

El programa o modelo QUAL2K es el software actualmente más utilizado en el ámbito internacional para la modelación de la calidad del agua en ríos y corrientes


▪ 443

de agua superficiales. El estudio de la calidad del agua en ríos y corrientes por medio de la modelación computacional es incipiente en nuestro medio pero ha venido ganando importancia, y algunos ejemplos locales son: la simulación de la calidad del agua del río Negro y sus principales afluentes, por parte del Centro de Investigaciones Ambientales y de Ingeniería de la Universidad de Antioquia (CIA, 1994 y CIA, 1998) y el Programa de saneamiento del río Medellín, proyecto desarrollado por los EPM (1983), la modelación matemática del río Cauca, tramo Salvajina, realizada por la Universidad del Valle para la CVC (2000). Existen además experiencias relevantes sobre otros ríos en el país con resultados estimulantes respecto a la inclusión de los modelos en el proceso de decisión en el contexto de evaluaciones de impacto ambiental y en la aplicación de los instrumentos económicos de gestión de calidad de agua (tasas retributivas por contaminación del agua). Entre estas aplicaciones se destacan los abordajes de modelación con QUAL2K al río Bogotá (Camacho et al., 2002), modelación con QUAL2E al río Chicamocha (CIA, 2002)

Tal vez la razón más poderosa para que el QUAL2K sea el modelo más utili-zado es porque actualmente se encuentra desarrollado en formato Excel® lo cual le da una gran flexibilidad en el manejo de la información, amigabilidad con los usuarios y facilidad de entregar los resultados en forma gráfica y de tablas.

El QUAL2K puede utilizarse para simular tanto la corriente principal como los tributarios en una cuenca. Es aplicable a corrientes bien mezcladas en las cuales pueda asumirse que la calidad del agua es importante en la dirección del flujo (modelo unidimensional) y que las condiciones de flujo en la cuenca y las cargas o fuentes de contaminación son constantes.

El programa simula los contaminantes convencionales del agua:


• DBO (Distingue entre DBO rápida y lenta)

• Ciclo del nitrógeno

• Ciclo del fósforo

• Conductividad

• Sólidos suspendidos inorgánicos

• Materia orgánica particulada (detritos)

• Fitoplancton como clorofila a

• Patógenos

• Tres contaminantes arbitrarios


▪ 444

Por considerar que el modelo se encuentra muy bien documentado y des-crito en la literatura, en este capítulo solamente se presenta una guía para su aplicación. Para la descripción completa de las características del modelo, restricciones, ventajas y desventajas etc., se recomienda que el lector consulte a Chapra (1997) en la referencia 4, los manuales de usuarios de las referencias 1 y 3 y la documentación del programa en la referencia 2.

El propósito del material presentado en este capítulo es iniciar al lector en la aplicación del modelo y no reemplaza la consulta del manual de usuarios y documentación nombrados en las referencias del capítulo.

13.8.2 Iniciando la aplicación

Una vez montado el libro Q2KMasterv2_11b8.xls en Excel, lo primero que se hace es chequear que estén habilitados los macros. Luego, para proseguir se debe estar seguro de que el programa corre adecuadamente.

Los colores con que están formateadas las celdas y las hojas (pestañas) del libro Q2KMasterv2_11b8.xls corresponden a la siguiente convención:

• Celdas en color azul. Corresponden a las celdas en las cuales el usuario ingresa los datos de entrada. Las celdas de color azul oscuro contienen los títulos o nombres de las variables o datos que ingresa el usuario (no se modifican), mientras que las celdas de color azul claro son aquellas en las que se entran los valores de las variables o datos de entrada.

• Celdas en color verde. Todas las celdas en color verde contienen los resul-tados del programa. Las celdas de color verde oscuro contienen los títulos o nombres de las variables o datos que calcula el programa, mientras que las celdas de color verde claro contienen los valores calculados. Ninguna celda en color verde se debe modificar.

• Hojas (pestañas) en color azul y verde. Las hojas en color azul corresponden a los datos de entrada que debe ingresar el usuario, mientras que las hojas en color verde contienen los datos calculados por el programa.

• Hojas (pestañas) y celdas en color amarillo. En las hojas (pestañas) de color amarillo se ingresa la información de campo recolectada por el usuario con el propósito de compararlos con resultados del programa. Las celdas en color amarillo oscuro contienen los títulos o nombres de las variables o datos medidos en el campo, mientras que las celdas en color amarillo claro contienen los valores de los datos y variables medidas en el campo.

• Hojas (pestañas) en color magenta (lila). Estas hojas contienen los resultados en forma gráfica de las variables simuladas por el programa.


▪ 445

• Hojas (pestañas) en azul aguamarina. Estas hojas contienen los resultados de las simulaciones diarias (diel), correspondientes a las variables simuladas por el programa.

13.8.3 Representación conceptual

Esta consiste en una idealización gráfica del prototipo o sistema real, la cual describe los atributos topológicos y geométricos que deben ser preservados en el modelo y que identifican el dominio espacial, las condiciones de frontera y las interacciones entre las diferentes partes del ecosistema. El modelo QUAL2K representa el río como una red ramificada, conformada por elementos llamados tramos o segmentos que se articulan preservando la topología del sistema real. La figura 13.2 presenta la forma esquemática como se segmenta una corriente de agua con propósitos de modelación.

Condiciones de frontera aguas arriba

Condiciones de frontera aguas abajo

Aporte puntual

Retiro puntual

Retiro distribuido

Aporte distribuido

Elemento cabecera 1

Elementocabecera 4

Elemento cabecera 3

Elementocabecera 2

Tramo 1

Tramo 2

Tramo 3

Corriente principal

Figura 13.2 Representación gráfica de los segmentos y cargas contaminantes en el río



▪ 446

Entre los criterios que se deben tener en cuenta para definir el número de segmentos están:

• La capacidad del software: Hay programas que tienen restricciones con respecto al número de tramos por simular.

• Cambio en las características hidráulicas del río. Cuando se presente un cambio importante en la geometría de la corriente se debe iniciar un nuevo tramo. Los siguientes son ejemplos de situaciones que ameritan la creación de un nuevo tramo: una caída o cambio brusco en la pendiente, la ampliación o estrechamiento de la sección transversal, la rugosidad (canalización del cauce), un puente, etc.

• La entrada de un tributario importante. Como se mencionó en el capítulo 12, una regla práctica para considerar un tributario importante es cuando el caudal promedio multianual del tributario es mayor del 10% del caudal promedio multianual del río principal.

• El aporte de una carga contaminante. Cuando se considere que una carga contaminante procedente de un vertimiento industrial o doméstico sea importante, se debe iniciar un nuevo tramo. En estos casos se puede aplicar el concepto nombrado en la viñeta anterior pero expresada la contaminación en términos de carga. Sin embargo, cuando esta regla no se cumpla, los aportes se deben reunir y tener en cuenta como cargas distribuidas.

• Retiros de agua. Así como se tienen en cuanta los aportes, también cuando se presenten retiros de agua importantes (ya sea puntuales o distribuidos) se debe crear un nuevo tramo.

13.8.4 DBO rápida lenta, DBO rápida y materia orgánica partículada (MOP).

En la aplicación del QUAL2K, es necesario distinguir o aclarar los términos DBO lenta, DBO rápida y materia orgánica partículada (MOP). Para la teórica definición de estas variables simuladas por el programa, el lector debe consultar la referencia 4. Sin embargo, en la práctica se puede asumir lo siguiente:

• DBOfast. La DBO rápida corresponde a la descomposición de la materia or-gánica disuelta fácil de degradar. Por esta razón, se puede asumir la DBOfast igual a la DBO5 filtrada.

• DBOslow. La DBO lenta corresponde a aquella materia orgánica que se demora mucho tiempo en degradarse, por lo tanto, se puede asumir que la DBOslow es igual a la DQO menos la DBO5 filtrada o disuelta.

• Detritos o MOP: La MOP se puede suponer igual a la DBO del material retenido en el papel de filtro cuando se filtra la muestra.


▪ 447

13.8.5 Régimen hidráulico del sistemaEl QUAL2K asume una condición de flujo estacionaria o permanente, por lo cual el caudal debe permanecer constante en un sitio determinado del sistema de corrientes. Una representación hidráulica acertada es esencial en la deter-minación de la dinámica de transporte y en la evaluación de los procesos de reaireacción y sedimentación.

El modelo presenta tres opciones para la descripción hidráulica del sistema: i) la ecuación de un vertedero, ii) las curva de calibración de velocidad y altura en función del caudal, y iii) la ecuación empírica de Manning. El modelador decide que opción utilizar al entrar los datos al programa. Para ver todos los detalles de la representación hidráulica que utiliza el modelo, el lector debe consultar el manual de usuarios del programa (referencias 3 y 4).

13.8.6 Marco geográfico y climático

La primera información básica que requiere la modelación comprende informa-ción genérica de la región donde se sitúa la red de corrientes que se analiza. El modelo requiere información de coordenadas geográficas, altitud, y variables climáticas globales para la zona, como son coeficientes de atenuación de la radiación solar y tasas de evaporación.

En esta categoría se consideran también todos los datos climatológicos como son la nubosidad, la velocidad del viento, la temperatura bulbo seco, etc.

Para estos datos se recurre a las estaciones climatológicas representativas de la zona o cuenca donde está localizada la red de corrientes por simular.

13.9 APLICACIÓN DEL MODELO

Con el propósito de ilustrar la aplicación del modelo QUAL2K, se utiliza la versión 2.11b8 programada en formato Excel®.

Ejercicio 13.1 Aplicación del modelo QUAL2K1

• El esquema adjunto muestra un río X que recibe el efluente de una PTAR al inicio del tramo de estudio (km 0) y la entrada de un tributario en el km 60. La sección del río es trapezoidal cuyas características se adjuntan al esquema. La tasa de descomposición de la materia orgánica es igual a 0,5 d-1 @ 20 oC. En el km 20 aguas abajo de la PTAR es necesario tener en cuenta la sedimentación, la cual ocurre a una tasa de 0,25 d-1. Se puede asumir que la fórmula de O´Connor-Dobbins es adecuada y que la corriente



▪ 448

se encuentra a nivel del mar. Adicionalmente, en estos 20 km iniciales es necesario tener en cuenta una demanda béntica de 5 g/m2/d. Utilizar el QUAL2K para determinar las concentraciones y perfiles de DBO y OD.

QW = 0,463 m3/s Lw = 200 mg/L ODw = 2 mg/L T = 28oC

QR = 5,787 m3/s LR = 2 mg/L ODR = 7,5 mg/L T = 20 oC

0 20 km 40 km

Qt = 1,157 m3/s Lt = 5 mg/L ODt = 9 mg/L T = 15 oC

Pendiente canal = 0,0002 Pendiente lateral = 2 Ancho de fondo = 10 m Rugosidad = 0,035

Pendiente canal = 0,00018 Pendiente lateral = 2 Ancho de fondo = 10 m Rugosidad = 0,035


Solución:

1. Representación conceptual o segmentación de la corriente.

La primera etapa en la aplicación del modelo consiste en determinar el número de tramos o segmentos por considerar en el sistema por modelar. En este caso el número de segmentos se determina teniendo en cuenta los tramos que presentan condiciones hidrogeométricas constantes. La segmentación para utilizar en este ejercicio se presenta en el siguiente esquema:

Tramo 2 Tramo 3 Tramo 1

100 80 60 0

Obsérvese que el modelo está programado de tal manera que se inicia el abscisado en orden descendente. En este caso se decide simular 100 km de río divididos en tres tramos.

• Tramo 1 (100 km – 80 km). Corresponde a los 20 km primeros debido a que la demanda béntica solamente se presenta en este tramo de río.

• Tramo 2 (80 km – 60 km). Se conservan las características hidráulicas del primer tramo pero no se tiene en cuenta la demanda béntica.


▪ 449

• Tramo 3 (60 km – fin del tramo de interés). Tanto la confluencia del tributario como el cambio en las condiciones geométrica del río ameritan la creación del tercer tramo.

Una vez la corriente está segmentada, se procede a entrar la información al programa.

2. Datos de identificación de la corrida y control del programa (hoja QUAL2K)

Este tipo de datos se entran tal como muestra la figura E13.1(1).

DATOS DE IDENTIFICACIÓN N

Directorio donde se guarda el archivo de resultados

DATOS DE CONTROL

Intervalo de integración

Figura E13.1(1) Datos de identificación y control del programa QUAL2KFuente: elaboración propia.

Los datos de identificación de la corrida son de por sí autoexplicatorios. Los datos de la hora local o estándar son importantes para simular la temperatura.

Los datos de control consisten en definir las opciones para que el programa corra en forma de estado estable o dinámica. En este tipo de datos se selecciona el método numérico de solución del algoritmo matemático, el intervalo de cálculo de la integración y el número de días por simular.

3. Datos del elemento cabecera (hoja Headwater).

En esta hoja se entra la información sobre cada uno de los elementos cabecera, identificados en el sistema. Es un grupo por cada tributario


▪ 450

incluyendo la corriente principal. La figura E13.1(2) muestra los datos usados para el elemento cabecera del ejercicio.

Número de corrientes por simular

En la columna C de las filas 13 a 33 se entran los datos de calidad del agua

Opción de la ecuación de Manning para representar las condiciones hidráulicas

Caudal y cota sobre el nivel del mar

Figura E13.1(2) Datos sobre el elemento cabeceraFuente: elaboración propia.

4. Datos sobre los tramos (hoja Reach)

Dado lo extenso de la información por entrar en esta hoja, en la figura E13.1(3), se presentan los datos entrados en forma fraccionada.

5. Datos sobre las constantes y coeficientes cinéticos (hoja Reach Rates)

El QUAL2K le permite al modelador entrar las principales las tasas, constantes y coeficientes cinéticos para cada uno de los tramos. Cuando estas tasas, constantes o coeficientes son iguales para todos los tramos, esta hoja se deja en limpio y los valores se entran en la hoja Rates. La figura E 13.1(4) contempla la especificación del problema relativa a que solamente existe sedimentación del material orgánico en el tramo 1.


▪ 451

Figura E13.1(4) Datos sobre las constantes y coeficientes por tramosFuente: elaboración propia.

6. Datos sobre las constantes y coeficientes cinéticos (Rates)

En esta hoja se especifican los datos sobre las relaciones estequiométricas, las diferentes constantes y coeficientes requeridos por el programa. Los datos entrados en esta hoja son utilizados para todos los tramos; cuando se quiere usar diferentes valores para cada tramo se usa la hoja Reach Rates. En la figura E13.1(5) se resaltan los datos que se variaron teniendo en cuenta la información del problema.

QUAL2K

Stream Water Quality Model

Rio X (7/21/2010)

Reach Data:

Reach for diel plot 1 Hydraulic Model Element for diel plot 1 ElementReach Downstream Upstream Downstream Number Upstream DownstreamLabel end of reach label (km) (km) >=1 (m) (m) Degrees Minutes Seconds Degrees Minutes SecondsTramo 1 100.000 80.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0Tramo 2 80.000 60.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0Tramo 3 60.000 0.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0

Latitude LongitudeLocation Elevation Downstream

Manning FormulaChannel Manning Bot Width Side Side

Slope n m Slope Slope0.0002 0.0350 10.00 2.0000 2.00000.0002 0.0350 10.00 2.0000 2.0000

0.00018 0.0350 10.00 2.0000 2.0000

Bottom PrescribedSOD SOD

Coverage gO2/m2/d0.00% 5.000.00% 0.000.00% 0.00

Descripción de los tramos

Localización geográfica de cada tramo. En este caso todos están a nivel del mar

Datos hidráulicos para el cálculo de caudales utilizando la ecuación de Manning

El programa no calcula la demanda béntica. En el tramo 1 se introduce el dato dado.

QUAL2K

Stream Water Quality Model

Rio X (7/21/2010)

Reach Data:

Reach for diel plot 1 Hydraulic Model Element for diel plot 1 ElementReach Downstream Upstream Downstream Number Upstream DownstreamLabel end of reach label (km) (km) >=1 (m) (m) Degrees Minutes Seconds Degrees Minutes SecondsTramo 1 100.000 80.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0Tramo 2 80.000 60.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0Tramo 3 60.000 0.000 10 0.000 0.000 0.00 0 0 0.00 0 0

Latitude LongitudeLocation Elevation Downstream

Manning FormulaChannel Manning Bot Width Side Side

Slope n m Slope Slope0.0002 0.0350 10.00 2.0000 2.00000.0002 0.0350 10.00 2.0000 2.0000

0.00018 0.0350 10.00 2.0000 2.0000

Bottom PrescribedSOD SOD

Coverage gO2/m2/d0.00% 5.000.00% 0.000.00% 0.00

Descripción de los tramos

Localización geográfica de cada tramo. En este caso todos están a nivel del mar

Datos hidráulicos para el cálculo de caudales utilizando la ecuación de Manning

El programa no calcula la demanda béntica. En el tramo 1 se introduce el dato dado.

Figura E13.1(3) Datos sobre los tramosFuente: elaboración propia.

Detritus Reach Reach Dissolution Settling Fraction

Number Label Rate Velocity fast CBOD

/d

m/d

1 Tramo 1 0.2500 2 Tramo 2 3 Tramo 3

Tasa de sedimentación para el material orgánico considerada solamente en el tramo 1


▪ 452

Figura E13.1(5) Datos sobre las constantes y coeficientes cinéticosFuente: elaboración propia.

7. Datos sobre las fuentes o cargas puntuales de contaminación (Point Sources)

Los datos de las dos cargas puntuales que presenta el problema se entran tal como lo muestra la figura E13.1(6).

Cero indica que las cargas puntuales son sobre la corriente principal

Puntos donde entran las cargas

Datos de calidad del agua

Figura E13.1(6) Datos sobre las fuentes o cargas puntuales de contaminaciónFuente: elaboración propia.

8. Otros datos (hojas restantes)

Para el presente ejercicio, como no se tienen información climatológica y no se va a simular tempertura, la información de las hojas Air Tem-perature, Dew Point Temperature, Wind Speed, Cloud Cover y Shade se dejan en blanco. En la hoja Light and Heat se conservaron los valores por defecto que trae el programa.

Parameter Value Units SymbolStoichiometry:Carbon 40 gC gCNitrogen 7.2 gN gNPhosphorus 1 gP gPDry weight 100 gD gDChlorophyll 1 gA gAInorganic suspended solids:

Settling velocity 1.304 m/d vi

Oxygen:Reaeration model O'Connor-Dobbins

Fast CBOD:

Oxidation rate 0.5 /d kdc

Temp correction 1.047 θdc

Opción de O´Connor y Dobbins habilitada

Valor usado de la constante de oxidación de la materia orgánica para todos los tramos

Parameter Value Units SymbolStoichiometry:Carbon 40 gC gCNitrogen 7.2 gN gNPhosphorus 1 gP gPDry weight 100 gD gDChlorophyll 1 gA gAInorganic suspended solids:

Settling velocity 1.304 m/d vi

Oxygen:Reaeration model O'Connor-Dobbins

Fast CBOD:

Oxidation rate 0.5 /d kdc

Temp correction 1.047 θdc

Opción de O´Connor y Dobbins habilitada

Valor usado de la constante de oxidación de la materia orgánica para todos los tramos


▪ 453

9. Resultados

Las Figuras E13.1(7) y 13.1(8) muestran el perfil de OD y DBO tal como los grafica el programa.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

020406080100120

CBODf (mgO 2 /L)

Río X (7/21/2010) Mainstem

0

2

4

6

8

10

12

020406080100120

DO (MGO2/L)


DO sat

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

020406080100120

CBODf (mgO 2 /L)


0

2

4

6

8

10

12

020406080100120

DO (MGO2/L)


DO sat

Figura E13.1(7) Perfil de oxígeno disuelto - Ejercicio 13.1 Fuente: elaboración propia.

Figura E13.1(8) Perfil de DBO - Ejercicio 13.1 Fuente: elaboración propia.


▪ 454

Los concentraciones correspondientes a los perfiles de oxígeno disuelto y DBO graficados, los imprime el programa tal como se presentan en la siguiente tabla.

Reach Label x(km) DO(mgO2/L)CBODs

(mgO2/L)CBODf

(mgO2/L)

Mainstem headwa

100.00 7.50 0.00 2.00

Tramo 1 99.00 6.85 0.00 16.20

Tramo 1 97.00 6.66 0.00 15.75

Tramo 1 95.00 6.49 0.00 15.32

Tramo 1 93.00 6.36 0.00 14.91

Tramo 1 91.00 6.26 0.00 14.51

Tramo 1 89.00 6.18 0.00 14.12

Tramo 1 87.00 6.12 0.00 13.75

Tramo 1 85.00 6.09 0.00 13.39

Tramo 1 83.00 6.07 0.00 13.03

Tramo 1 81.00 6.06 0.00 12.69

Tramo 2 79.00 6.07 0.00 12.35

Tramo 2 77.00 6.09 0.00 12.00

Tramo 2 75.00 6.13 0.00 11.65

Tramo 2 73.00 6.18 0.00 11.28

Tramo 2 71.00 6.25 0.00 10.89

Tramo 2 69.00 6.33 0.00 10.46

Tramo 2 67.00 6.43 0.00 10.01

Tramo 2 65.00 6.55 0.00 9.52

Tramo 2 63.00 6.67 0.00 9.01

Tramo 2 61.00 6.81 0.00 8.47

Tramo 3 57.00 7.45 0.00 6.52

Tramo 3 51.00 7.76 0.00 5.22

Tramo 3 45.00 8.06 0.00 4.11

Tramo 3 39.00 8.31 0.00 3.21

Tramo 3 33.00 8.51 0.00 2.53

Tramo 3 27.00 8.65 0.00 2.03

Tramo 3 21.00 8.74 0.00 1.68

Tramo 3 15.00 8.80 0.00 1.44

Tramo 3 9.00 8.83 0.00 1.29

Tramo 3 3.00 8.85 0.00 1.18

Terminus 0.00 8.85 0.00 1.18



▪ 455

10. Comentarios finales Como el lector podrá notar hay discrepancia entre los valores calculados

en el ejercicio 10.2 con los resultados del programa QUAL2K. Sin embargo, la tendencia de la curvas es la misma y los cambios están ubicados en los mismos puntos. Las razones de tales diferencias son fundamentalmente tres:

i) El QUAL2K soluciona las ecuaciones diferenciales utilizando un método numérico (diferencias finitas), mientras que los cálculos realizados en el ejercicio 10.2 fueron realizados usando una solución analítica.

ii) El balance de masa que realiza el QUAL2K lo hace para todo el tramo, es decir, incluye todos los aportes y salidas que se presentan en el tramo, mientras que el balance de masa de la solución analítica se hace en un punto.

iii) La concentración del oxígeno de saturación en el QUAL2K es variable en cada tramo y la calcula utilizando una ecuación en función de la temperatura y el tiempo, mientras que los cálculos del ejercicio 10.2 son hechos utilizando una concentración de saturación de oxígeno disuelto constante para cada y en todo el tramo.


13.1 Para los datos del ejercicio 13.1 suponga que en el tramo 2 y 3, la constante de oxidación de la materia orgánica es de 1 d-1 y en el tramo 2 se presenta una carga distribuida de 100 L/s con una temperatura de 20 oC, cero oxígeno disuelto y 15 mg/L de DBO rápida. a) Determinar los perfiles de OD y DBO y b) mostrar gráficamente la diferencia en las dos situaciones planteadas.

Solución: Perfil de oxígeno disuelto y DBO

OD ejercicio 13.1

OD ejercicio propuesto 13.1

DBO ejercicio 13.1

DBO ejercicio propuesto 13.1

10

9

8

7

6

5

4

3

2

1

0

18

16

14

12

10

8

6

4

2

00,00 20,00 40,00 60,00 80,00 100,00

Distancia (km)

Oxí

gen

o d

isue

lto

(mg

/L)

DB

O r

ápid

a (m

g/L

)


▪ 456

Valores de las concentraciones

Ejercicio 13.1 Ejercicio propuesto 13.1

Reach Label DO(mgO2/L)CBODf

(mgO2/L)DO(mgO2/L)

CBODf (mgO2/L)

0.00 7.50 2.00 7.50 2.00

1.00 6.85 16.20 6.85 16.20

3.00 6.66 15.75 6.66 15.75

5.00 6.49 15.32 6.49 15.32

9.00 6.26 14.51 6.26 14.51

13.00 6.12 13.75 6.12 13.75

15.00 6.09 13.39 6.09 13.39

17.00 6.07 13.03 6.07 13.03

19.00 6.06 12.69 6.06 12.69

21.00 6.07 12.35 5.79 12.04

23.00 6.09 12.00 5.59 11.42

25.00 6.13 11.65 5.45 10.82

27.00 6.18 11.28 5.36 10.24

29.00 6.25 10.89 5.32 9.65

31.00 6.33 10.46 5.33 9.07

33.00 6.43 10.01 5.39 8.48

35.00 6.55 9.52 5.48 7.89

37.00 6.67 9.01 5.62 7.30

39.00 6.81 8.47 5.78 6.72

43.00 7.45 6.52 6.64 5.04

49.00 7.76 5.22 7.07 3.84

55.00 8.06 4.11 7.49 2.89

61.00 8.31 3.21 7.86 2.15

67.00 8.51 2.53 8.15 1.62

73.00 8.65 2.03 8.37 1.24

79.00 8.74 1.68 8.52 0.98

85.00 8.80 1.44 8.61 0.81

91.00 8.83 1.29 8.67 0.70

97.00 8.85 1.18 8.70 0.63

100.00 8.85 1.18 8.70 0.63


▪ 457


[1] BROWN, L.C. and T.O. BARNWELL. 1987. The Enhanced Stream Water Quality Models. QUAL2E and QUAL2E-UNCAS: Documentation and User Manual. U.S. Environmental Protection Agency, Athens, GA. EPA/600/3-87-007.

[2] CHAPRA, S.C., PELLETIER, G.J. and TAO, H. 2008. QUAL2K: A Modeling Framework for Simulating River and Stream Water Quality, Version 2.11: Documentation. Civil and Environmental Engineering Dept., Tufts University, Medford, MA.

[3] CHAPRA, S.C. and PELLETIER. 2003. QUAL2K: A Modeling Framework for Simu-lating River and Stream Water Quality, Documentation and Users Manual. Civil and Environmental Engineering Dept., Tufts University, Medford, MA.


[5] CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL DEL VALLE DE DEL CAUCA – UNIVER-SIDAD DEL VALLE (2000). FASE I (2000) Modelación Matemática del Río Cauca. Tramo Salvajina – La Virginia. Vol III, Proyecto de Modelación del Río Cauca – PMC. Santiago de Cali, Colombia.

[6] CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL DEL VALLE DE DEL CAUCA – UNIVERSI-DAD DEL VALLE (2005). FASE II. Calibración y Aplicaciones del Modelo de Calidad del agua del río Cauca. Volumen VI. Proyecto de Modelación del Río Cauca – PMC. Santiago de Cali, Colombia.

[7] CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL DEL VALLE DE DEL CAUCA – UNIVER-SIDAD DEL VALLE (2007). FASE III. Proyecto de Modelación de Calidad del agua del río Cauca - Fase III. Volumen IV. Proyecto de Modelación del Río Cauca – PMC. Santiago de Cali, Colombia.

[8] MARTÍNEZ Anny, GALVIS Alberto Y HOLGUÍN Javier, “Optimización de la modelación de la calidad del agua del río Cauca, Conferencia Latinoamericana de Saneamiento (LATINOSAN),12 – 16 Noviembre de 2007, Cali, Colombia.



Se terminó de imprimir en Digiprint Editores E.U.en enero de 2011

Para su elaboración se utilizó papel Propal-libros 75 gren páginas interiores y en carátula Propalcote 250 BD

la fuente usada es Egyptian505 BT a 11 puntos

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