Este artículo tiene como objetivo proporcionar al lector una comprensión de la tecnología disponible actualmente para abordar el control de la contaminación del agua, basándose en la discusión de las tendencias y la ocurrencia proporcionada por Hespanhol y Helmer en el capítulo Riesgos ambientales para la salud. Las siguientes secciones abordan el control de los problemas de contaminación del agua, primero bajo el título "Control de la contaminación del agua superficial" y luego bajo el título "Control de la contaminación del agua subterránea".

Control de la contaminación del agua superficial

Definición de contaminación del agua

La contaminación del agua se refiere al estado cualitativo de impureza o suciedad en las aguas hidrológicas de una determinada región, como una cuenca. Resulta de una ocurrencia o proceso que causa una reducción en la utilidad de las aguas de la tierra, especialmente en lo relacionado con la salud humana y los efectos ambientales. El proceso de contaminación enfatiza la pérdida de pureza a través de la contaminación, lo que además implica la intrusión o el contacto con una fuente externa como causa. El término contaminado se aplica a niveles extremadamente bajos de contaminación del agua, como en su corrupción y descomposición inicial. La profanación es el resultado de la contaminación y sugiere violación o profanación.

aguas hidrologicas

Las aguas naturales de la tierra pueden verse como un sistema de circulación continua, como se muestra en la figura 1, que proporciona una ilustración gráfica de las aguas en el ciclo hidrológico, incluidas las aguas superficiales y subterráneas.

Figura 1. El ciclo hidrológico

Como referencia para la calidad del agua, las aguas destiladas (H₂O) representan el más alto estado de pureza. Las aguas en el ciclo hidrológico pueden verse como naturales, pero no son puras. Se contaminan tanto por las actividades naturales como por las humanas. Los efectos de la degradación natural pueden deberse a una miríada de fuentes: desde la fauna, la flora, las erupciones volcánicas, los rayos que provocan incendios, etc., que a largo plazo se consideran niveles de fondo predominantes para fines científicos.

La contaminación provocada por el hombre altera el equilibrio natural al superponer materiales de desecho descargados de diversas fuentes. Los contaminantes pueden introducirse en las aguas del ciclo hidrológico en cualquier momento. Por ejemplo: la precipitación atmosférica (lluvia) puede contaminarse con contaminantes del aire; las aguas superficiales pueden contaminarse en el proceso de escorrentía de las cuencas hidrográficas; las aguas residuales pueden descargarse en arroyos y ríos; y las aguas subterráneas pueden contaminarse por infiltración y contaminación subterránea.

 

 

La Figura 2 muestra una distribución de las aguas hidrológicas. La contaminación se superpone entonces a estas aguas y, por lo tanto, puede verse como una condición ambiental antinatural o desequilibrada. El proceso de contaminación puede ocurrir en aguas de cualquier parte del ciclo hidrológico, y es más evidente en la superficie terrestre en forma de escorrentía de las cuencas hacia los arroyos y ríos. Sin embargo, la contaminación de las aguas subterráneas también tiene un impacto ambiental importante y se analiza después de la sección sobre contaminación de las aguas superficiales.

Figura 2. Distribución de la precipitación

Fuentes hidrográficas de contaminación del agua

Las cuencas hidrográficas son el dominio de origen de la contaminación de las aguas superficiales. Una cuenca hidrográfica se define como un área de la superficie de la tierra sobre la cual las aguas hidrológicas caen, se acumulan, se usan, se desechan y eventualmente se descargan en arroyos, ríos u otros cuerpos de agua. Está compuesto por un sistema de drenaje con escorrentía final o recolección en un arroyo o río. Las cuencas hidrográficas de los ríos grandes generalmente se denominan cuencas de drenaje. La Figura 3 es una representación del ciclo hidrológico en una cuenca regional. Para una región, la disposición de las diversas aguas se puede escribir como una ecuación simple, que es la ecuación básica de hidrología escrita por Viessman, Lewis y Knapp (1989); las unidades típicas son mm/año:

P-R-G-E-T = ±S

dónde:

P = precipitación (es decir, lluvia, nevada, granizo)

R = escorrentía o caudal superficial de la cuenca

G = agua subterránea

E = evaporación

T = transpiración

S = almacenamiento en superficie

Figura 3. Ciclo hidrológico regional

La precipitación es vista como la forma de inicio en el balance hidrológico anterior. El término escorrentía es sinónimo de flujo de corriente. El almacenamiento se refiere a los embalses o sistemas de detención que recogen las aguas; por ejemplo, una presa hecha por el hombre (presa) en un río crea un depósito para el almacenamiento de agua. El agua subterránea se acumula como un sistema de almacenamiento y puede fluir de un lugar a otro; puede ser afluente o efluente en relación con corrientes superficiales. La evaporación es un fenómeno de la superficie del agua y la transpiración está asociada con la transmisión desde la biota.

 

 

 

 

 

 

 

Aunque las cuencas hidrográficas pueden variar mucho en tamaño, ciertos sistemas de drenaje para la designación de contaminación del agua se clasifican como de carácter urbano o no urbano (agrícola, rural, subdesarrollado). La contaminación que ocurre dentro de estos sistemas de drenaje se origina en las siguientes fuentes:

Fuentes puntuales: descargas de residuos en un cuerpo de agua receptor en un lugar específico, en un punto como una tubería de alcantarillado o algún tipo de salida del sistema concentrado.

Fuentes no puntuales (dispersas): contaminación que ingresa a un cuerpo de agua receptor de fuentes dispersas en la cuenca; El drenaje de agua de escorrentía de lluvia no recolectada en un arroyo es típico. Las fuentes difusas también se denominan a veces aguas "difusas"; sin embargo, el término disperso se considera más descriptivo.

Fuentes intermitentes: desde un punto o fuente que descarga bajo ciertas circunstancias, como en condiciones de sobrecarga; los desbordamientos de alcantarillado combinados durante los períodos de escorrentía de fuertes lluvias son típicos.

Contaminantes del agua en arroyos y ríos

Cuando los materiales de desecho nocivos de las fuentes anteriores se descargan en arroyos u otros cuerpos de agua, se convierten en contaminantes que han sido clasificados y descritos en una sección anterior. Los contaminantes o contaminantes que ingresan a un cuerpo de agua se pueden dividir en:

• contaminantes degradables (no conservativos): impurezas que finalmente se descomponen en sustancias inocuas o que pueden eliminarse mediante métodos de tratamiento; es decir, ciertos materiales orgánicos y químicos, aguas residuales domésticas, calor, nutrientes de plantas, la mayoría de las bacterias y virus, ciertos sedimentos
• contaminantes no degradables (conservadores): impurezas que persisten en el medio ambiente acuático y no reducen su concentración a menos que se diluyan o eliminen mediante tratamiento; es decir, ciertas sustancias químicas orgánicas e inorgánicas, sales, suspensiones coloidales
• contaminantes peligrosos transportados por el agua: formas complejas de desechos nocivos que incluyen trazas de metales tóxicos, ciertos compuestos inorgánicos y orgánicos
• contaminantes de radionucleidos: materiales que han sido sometidos a una fuente radiactiva.

 

Reglamento de control de la contaminación del agua

Los reglamentos de control de la contaminación del agua ampliamente aplicables son generalmente promulgados por agencias gubernamentales nacionales, con reglamentos más detallados por estados, provincias, municipios, distritos de agua, distritos de conservación, comisiones de saneamiento y otros. A nivel nacional y estatal (o provincial), las agencias de protección ambiental (EPA) y los ministerios de salud suelen tener esta responsabilidad. En la discusión de las regulaciones a continuación, el formato y ciertas partes siguen el ejemplo de los estándares de calidad del agua actualmente aplicables para el estado de Ohio, EE. UU.

Designaciones de uso de la calidad del agua

El objetivo final en el control de la contaminación del agua sería la descarga cero de contaminantes a los cuerpos de agua; sin embargo, el logro completo de este objetivo no suele ser rentable. El enfoque preferido es establecer limitaciones en las descargas de desechos para la protección razonable de la salud humana y el medio ambiente. Aunque estos estándares pueden variar ampliamente en diferentes jurisdicciones, las designaciones de uso para cuerpos de agua específicos son comúnmente la base, como se aborda brevemente a continuación.

Los suministros de agua incluyen:

• abastecimiento publico de agua: aguas que con tratamiento convencional serán aptas para el consumo humano
• suministro agrícola: aguas aptas para riego y abrevaderos sin tratamiento
• suministro industrial/comercial: aguas aptas para usos industriales y comerciales con o sin tratamiento.

 

Las actividades recreativas incluyen:

• aguas de baño: aguas que durante ciertas estaciones son aptas para nadar según lo aprobado para la calidad del agua junto con las condiciones e instalaciones protectoras
• contacto primario: aguas que durante ciertas estaciones son adecuadas para actividades recreativas de contacto corporal completo, como natación, piragüismo y buceo submarino, con una amenaza mínima para la salud pública como resultado de la calidad del agua
• contacto secundario: aguas que durante ciertas estaciones son adecuadas para la recreación de contacto corporal parcial, como, entre otros, vadear, con una amenaza mínima para la salud pública como resultado de la calidad del agua.

 

Los recursos públicos de agua se clasifican como cuerpos de agua que se encuentran dentro de los sistemas de parques, humedales, áreas de vida silvestre, ríos silvestres, escénicos y recreativos y lagos de propiedad pública, y aguas de excepcional importancia recreativa o ecológica.

Hábitats de la vida acuática

Las designaciones típicas variarán según los climas, pero se relacionan con las condiciones en los cuerpos de agua para soportar y mantener ciertos organismos acuáticos, especialmente varias especies de peces. Por ejemplo, las designaciones de uso en un clima templado según lo subdividido en las reglamentaciones de la Agencia de Protección Ambiental (EPA) del Estado de Ohio se enumeran a continuación sin descripciones detalladas:

• agua tibia
• agua caliente limitada
• aguas cálidas excepcionales
• agua tibia modificada
• salmónidos de temporada
• agua fría
• agua de recurso limitado.

 

Criterios de control de la contaminación del agua

Las aguas naturales y las aguas residuales se caracterizan en términos de su composición física, química y biológica. Las principales propiedades físicas y los componentes químicos y biológicos de las aguas residuales y sus fuentes son una larga lista, reportada en un libro de texto por Metcalf y Eddy (1991). Los métodos analíticos para estas determinaciones se dan en un manual ampliamente utilizado titulado Métodos Estándar para el Examen de Agua y Aguas Residuales por la Asociación Estadounidense de Salud Pública (1995).

Cada masa de agua designada debe controlarse de acuerdo con reglamentos que pueden comprender criterios numéricos básicos y más detallados, como se analiza brevemente a continuación.

Libertad básica de la contaminación. En la medida de lo práctico y posible, todas las masas de agua deben alcanzar los criterios básicos de las “Cinco libertades frente a la contaminación”:

1. libre de sólidos en suspensión u otras sustancias que ingresan a las aguas como resultado de la actividad humana y que se asentarán para formar depósitos de lodo pútridos o de otro modo objetables, o que afectarán adversamente la vida acuática
2. libre de escombros flotantes, aceite, escoria y otros materiales flotantes que ingresan a las aguas como resultado de la actividad humana en cantidades suficientes para ser desagradables a la vista o causar degradación
3. libre de materiales que entren en las aguas como resultado de la actividad humana, que produzcan color, olor u otras condiciones en tal grado que creen una molestia
4. libre de sustancias que ingresen a las aguas como resultado de la actividad humana, en concentraciones que sean tóxicas o dañinas para la vida humana, animal o acuática y/o que sean rápidamente letales en la zona de mezcla
5. libre de nutrientes que ingresan a las aguas como resultado de la actividad humana, en concentraciones que crean crecimientos molestos de malezas acuáticas y algas.

 

Los criterios de calidad del agua son limitaciones numéricas y directrices para el control de componentes químicos, biológicos y tóxicos en cuerpos de agua.

Con más de 70,000 XNUMX compuestos químicos en uso hoy en día, no es práctico especificar el control de cada uno. Sin embargo, los criterios para los productos químicos pueden establecerse sobre la base de las limitaciones, ya que en primer lugar se relacionan con tres clases principales de consumo y exposición:

Clase 1: Los criterios químicos para la protección de la salud humana son la principal preocupación y deben establecerse de acuerdo con las recomendaciones de las agencias gubernamentales de salud, la OMS y organizaciones reconocidas de investigación en salud.

Clase 2: Los criterios químicos para el control del suministro de agua para la agricultura deben basarse en estudios y recomendaciones científicas reconocidas que protegerán contra los efectos adversos en los cultivos y el ganado como resultado del riego de cultivos y abrevaderos para el ganado.

Clase 3: Los criterios químicos para la protección de la vida acuática deben basarse en estudios científicos reconocidos sobre la sensibilidad de estas especies a productos químicos específicos y también en relación con el consumo humano de pescado y alimentos marinos.

Los criterios de efluentes de aguas residuales se relacionan con las limitaciones de los componentes contaminantes presentes en los efluentes de aguas residuales y son un método adicional de control. Pueden establecerse en relación con las designaciones de uso de agua de cuerpos de agua y en relación con las clases anteriores para criterios químicos.

Los criterios biológicos se basan en las condiciones del hábitat del cuerpo de agua que se necesitan para sustentar la vida acuática.

Contenido orgánico de aguas residuales y aguas naturales

El contenido bruto de materia orgánica es más importante para caracterizar la fuerza contaminante tanto de las aguas residuales como de las aguas naturales. Tres pruebas de laboratorio se utilizan comúnmente para este propósito:

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO): la DBO de cinco días (DBO5) es el parámetro más utilizado; esta prueba mide el oxígeno disuelto utilizado por los microorganismos en la oxidación bioquímica de la materia orgánica durante este período.

Demanda química de oxígeno (DQO): esta prueba es para medir la materia orgánica en desechos municipales e industriales que contienen compuestos tóxicos para la vida biológica; es una medida del equivalente de oxígeno de la materia orgánica que se puede oxidar.

Carbono orgánico total (COT): esta prueba es especialmente aplicable a pequeñas concentraciones de materia orgánica en el agua; es una medida de la materia orgánica que se oxida a dióxido de carbono.

Reglamento de la política antidegradación

Las regulaciones de la política contra la degradación son un enfoque adicional para prevenir la propagación de la contaminación del agua más allá de ciertas condiciones prevalecientes. Como ejemplo, la política antidegradación de los Estándares de Calidad del Agua de la Agencia de Protección Ambiental de Ohio consta de tres niveles de protección:

Tier 1: Los usos existentes deben mantenerse y protegerse. No se permite una mayor degradación de la calidad del agua que interfiera con los usos designados existentes.

Tier 2: A continuación, se debe mantener una calidad del agua mejor que la necesaria para proteger los usos, a menos que se demuestre que se necesita una calidad del agua inferior para un desarrollo económico o social importante, según lo determine el Director de la EPA.

Tier 3: Por último, se debe mantener y proteger la calidad de las aguas de los recursos hídricos. La calidad del agua ambiental existente no debe ser degradada por ninguna sustancia que se determine que es tóxica o que interfiere con cualquier uso designado. Se permite la descarga de mayores cargas de contaminantes en los cuerpos de agua si no resultan en una disminución de la calidad del agua existente.

Zonas de mezcla de descarga de contaminación del agua y modelado de asignación de carga de residuos

Las zonas de mezcla son áreas en un cuerpo de agua que permiten que las descargas de aguas residuales tratadas o no tratadas alcancen condiciones estabilizadas, como se ilustra en la figura 4 para una corriente que fluye. La descarga se encuentra inicialmente en un estado transitorio que se diluye progresivamente desde la concentración de la fuente hasta las condiciones del agua receptora. No se debe considerar como una entidad de tratamiento y se puede delimitar con restricciones específicas.

Figura 4. Zonas de mezcla

Por lo general, las zonas de mezcla no deben:

• interferir con la migración, supervivencia, reproducción o crecimiento de especies acuáticas

• incluir áreas de desove o crianza

• incluir tomas de suministro público de agua

• incluir zonas de baño

• constituyen más de la mitad del ancho de un arroyo

• constituyen más de la mitad del área de la sección transversal de la desembocadura de un arroyo

• extenderse río abajo por una distancia de más de cinco veces el ancho del arroyo.

 

Los estudios de distribución de la carga de desechos se han vuelto importantes debido al alto costo del control de nutrientes de las descargas de aguas residuales para evitar la eutrofización en la corriente (definida a continuación). Estos estudios generalmente emplean el uso de modelos informáticos para la simulación de las condiciones de calidad del agua en una corriente, en particular con respecto a los nutrientes como las formas de nitrógeno y fósforo, que afectan la dinámica del oxígeno disuelto. Los modelos tradicionales de calidad del agua de este tipo están representados por el modelo QUAL2E de la EPA de EE. UU., que ha sido descrito por Brown y Barnwell (1987). Un modelo más reciente propuesto por Taylor (1995) es el modelo Omni Diurnal (ODM), que incluye una simulación del impacto de la vegetación enraizada en la dinámica de los nutrientes y el oxígeno disuelto en la corriente.

Provisiones de variación

Todas las reglamentaciones de control de la contaminación del agua están limitadas a la perfección y, por lo tanto, deben incluir disposiciones que permitan una variación de juicio basada en ciertas condiciones que pueden impedir el cumplimiento inmediato o completo.

Evaluación y gestión de riesgos en relación con la contaminación del agua

Las normas de control de la contaminación del agua anteriores son típicas de los enfoques gubernamentales mundiales para lograr el cumplimiento de los estándares de calidad del agua y los límites de descarga de efluentes de aguas residuales. Generalmente estas regulaciones se han establecido sobre la base de factores de salud e investigación científica; cuando existe cierta incertidumbre en cuanto a los posibles efectos, a menudo se aplican factores de seguridad. La implementación de algunas de estas regulaciones puede ser irrazonable y excesivamente costosa para el público en general, así como para la empresa privada. Por lo tanto, existe una preocupación creciente por una asignación más eficiente de los recursos para lograr los objetivos de mejora de la calidad del agua. Como se señaló anteriormente en la discusión de las aguas hidrológicas, la pureza prístina no existe ni siquiera en las aguas naturales.

Un enfoque tecnológico creciente fomenta la evaluación y la gestión de los riesgos ecológicos en el establecimiento de normas sobre contaminación del agua. El concepto se basa en un análisis de los beneficios y costos ecológicos en el cumplimiento de estándares o límites. Parkhurst (1995) ha propuesto la aplicación de la evaluación del riesgo ecológico acuático como una ayuda para establecer los límites de control de la contaminación del agua, particularmente en lo que se refiere a la protección de la vida acuática. Dichos métodos de evaluación de riesgos pueden aplicarse para estimar los efectos ecológicos de las concentraciones químicas para una amplia gama de condiciones de contaminación de aguas superficiales, que incluyen:

• contaminación de fuente puntual

• contaminación de fuentes no puntuales

• sedimentos contaminados existentes en los canales de los arroyos

• sitios de desechos peligrosos en relación con los cuerpos de agua

• análisis de los criterios existentes de control de la contaminación del agua.

 

El método propuesto consta de tres niveles; como se muestra en la figura 5 que ilustra el enfoque.

Figura 5. Métodos para realizar la evaluación de riesgos para niveles sucesivos de análisis. Nivel 1: nivel de detección; Nivel 2: Cuantificación de riesgos potencialmente significativos; Nivel 3: Cuantificación del riesgo específico del sitio

Contaminación del agua en lagos y embalses

Los lagos y embalses proporcionan el almacenamiento volumétrico de la entrada de la cuenca y pueden tener largos períodos de tiempo de lavado en comparación con la entrada y salida rápidas de un tramo en una corriente que fluye. Por lo tanto, son de especial preocupación con respecto a la retención de ciertos constituyentes, especialmente nutrientes, incluidas formas de nitrógeno y fósforo que promueven la eutrofización. La eutrofización es un proceso de envejecimiento natural en el que el contenido de agua se enriquece orgánicamente, lo que conduce a la dominación del crecimiento acuático indeseable, como algas, jacintos de agua, etc. El proceso eutrófico tiende a disminuir la vida acuática y tiene efectos perjudiciales sobre el oxígeno disuelto. Tanto las fuentes naturales como las culturales de nutrientes pueden promover el proceso, como lo ilustra Preul (1974) en la figura 6, que muestra una lista esquemática de fuentes y sumideros de nutrientes para el lago Sunapee, en el estado estadounidense de New Hampshire.

Figura 6. Lista esquemática de fuentes y sumideros de nutrientes (nitrógeno y fósforo) para el lago Sunapee, New Hampshire (EE. UU.)

Los lagos y embalses, por supuesto, pueden muestrearse y analizarse para determinar su estado trófico. Los estudios analíticos suelen comenzar con un balance básico de nutrientes como el siguiente:

(nutrientes afluentes del lago) = (nutrientes efluentes del lago) + (retención de nutrientes en el lago)

Este balance básico se puede ampliar aún más para incluir las diversas fuentes que se muestran en la figura 6.

El tiempo de lavado es una indicación de los aspectos relativos de retención de un sistema lacustre. Los lagos poco profundos, como el lago Erie, tienen tiempos de descarga relativamente cortos y están asociados con una eutrofización avanzada porque los lagos poco profundos a menudo son más propicios para el crecimiento de plantas acuáticas. Los lagos profundos, como el lago Tahoe y el lago Superior, tienen periodos de descarga muy largos, que generalmente se asocian con lagos con una eutrofización mínima porque hasta el momento no se han sobrecargado y también porque sus profundidades extremas no son propicias para el crecimiento extenso de plantas acuáticas. excepto en el epilimnion (zona superior). Los lagos en esta categoría generalmente se clasifican como oligotróficos, sobre la base de que son relativamente bajos en nutrientes y soportan un crecimiento acuático mínimo, como las algas.

Es interesante comparar los tiempos de descarga de algunos de los principales lagos de EE. UU. según lo informado por Pecor (1973) utilizando la siguiente base de cálculo:

tiempo de lavado del lago (LFT) = (volumen de almacenamiento del lago)/(salida del lago)

Algunos ejemplos son: Lago Wabesa (Michigan), LFT=0.30 años; Lago Houghton (Michigan), 1.4 años; lago Erie, 2.6 años; Lago Superior, 191 años; Lago Tahoe, 700 años.

Aunque la relación entre el proceso de eutrofización y el contenido de nutrientes es compleja, el fósforo suele reconocerse como el nutriente limitante. Basado en condiciones de mezcla completa, Sawyer (1947) informó que la proliferación de algas tiende a ocurrir si los valores de nitrógeno superan los 0.3 mg/l y el fósforo supera los 0.01 mg/l. En lagos y embalses estratificados, los bajos niveles de oxígeno disuelto en el hipoliminio son signos tempranos de eutrofización. Vollenweider (1968, 1969) ha desarrollado niveles críticos de carga de fósforo total y nitrógeno total para varios lagos basados ​​en cargas de nutrientes, profundidades medias y estados tróficos. Para una comparación del trabajo sobre este tema, Dillon (1974) ha publicado una revisión crítica del modelo de presupuesto de nutrientes de Vollenweider y otros modelos relacionados. También están disponibles modelos informáticos más recientes para simular ciclos de nitrógeno/fósforo con variaciones de temperatura.

Contaminación del agua en estuarios

Un estuario es un paso intermedio de agua entre la desembocadura de un río y la costa de un mar. Este pasaje se compone de un tramo de canal de desembocadura de río con entrada de río (agua dulce) desde aguas arriba y descarga de salida en el lado de aguas abajo en un nivel de agua de mar (agua salada) de agua de descarga que cambia constantemente. Los estuarios se ven afectados continuamente por las fluctuaciones de las mareas y se encuentran entre los cuerpos de agua más complejos que se encuentran en el control de la contaminación del agua. Las características dominantes de un estuario son la salinidad variable, una cuña de sal o interfaz entre agua dulce y salada y, a menudo, grandes áreas de agua turbia y poco profunda que recubren marismas y marismas. Los nutrientes se suministran en gran medida a un estuario desde el río entrante y se combinan con el hábitat de agua de mar para proporcionar una producción prolífica de biota y vida marina. Especialmente deseados son los mariscos cosechados en los estuarios.

Desde el punto de vista de la contaminación del agua, los estuarios son individualmente complejos y generalmente requieren investigaciones especiales que empleen extensos estudios de campo y modelos informáticos. Para una mayor comprensión básica, se remite al lector a Reish 1979, sobre contaminación marina y estuarina; ya Reid y Wood 1976, sobre la ecología de las aguas continentales y los estuarios.

Contaminación del agua en ambientes marinos

Los océanos pueden verse como el último receptor de agua o sumidero, ya que los desechos transportados por los ríos finalmente se descargan en este medio marino. Aunque los océanos son vastos cuerpos de agua salada con una capacidad de asimilación aparentemente ilimitada, la contaminación tiende a arruinar las costas y afecta aún más la vida marina.

Las fuentes de contaminantes marinos incluyen muchos de los que se encuentran en entornos de aguas residuales terrestres y más en relación con las operaciones marinas. A continuación se proporciona una lista limitada:

• aguas residuales y lodos domésticos, desechos industriales, desechos sólidos, desechos de a bordo

• desechos de la pesca, sedimentos y nutrientes de los ríos y la escorrentía terrestre

• derrames de petróleo, desechos de exploración y producción de petróleo en alta mar, operaciones de dragado

• calor, desechos radiactivos, desechos químicos, pesticidas y herbicidas.

 

Cada uno de los anteriores requiere un manejo y métodos de control especiales. La descarga de aguas residuales domésticas y lodos de aguas residuales a través de los emisarios oceánicos es quizás la principal fuente de contaminación marina.

Para conocer la tecnología actual sobre este tema, se remite al lector al libro sobre contaminación marina y su control de Bishop (1983).

Técnicas para la reducción de la contaminación en los vertidos de aguas residuales

El tratamiento de aguas residuales a gran escala generalmente lo llevan a cabo municipios, distritos sanitarios, industrias, empresas comerciales y varias comisiones de control de la contaminación. El propósito aquí es describir métodos contemporáneos de tratamiento de aguas residuales municipales y luego brindar algunas ideas sobre el tratamiento de desechos industriales y métodos más avanzados.

En general, todos los procesos de tratamiento de aguas residuales pueden agruparse en tipos físicos, químicos o biológicos, y uno o más de estos pueden emplearse para lograr el efluente deseado. Esta agrupación de clasificación es la más adecuada para comprender los enfoques de tratamiento de aguas residuales y se tabula en la tabla 1.

Tabla 1. Clasificación general de operaciones y procesos de tratamiento de aguas residuales

 

Métodos contemporáneos de tratamiento de aguas residuales.

La cobertura aquí es limitada y pretende brindar una descripción general conceptual de las prácticas actuales de tratamiento de aguas residuales en todo el mundo en lugar de datos de diseño detallados. Para este último, se remite al lector a Metcalf y Eddy 1991.

Las aguas residuales municipales junto con una mezcla de desechos industriales/comerciales se tratan en sistemas que comúnmente emplean tratamiento primario, secundario y terciario de la siguiente manera:

Sistema de tratamiento primario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Desinfección (cloración) ® Efluente

Sistema de tratamiento secundario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Unidad biológica ® Segunda decantación ® Desinfección (cloración) ® Efluente a corriente

Sistema de tratamiento terciario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Unidad biológica ® Segunda decantación ® Unidad terciaria ® Desinfección (cloración) ® Efluente a corriente

La figura 7 muestra además un diagrama esquemático de un sistema convencional de tratamiento de aguas residuales. A continuación se describen descripciones generales de los procesos anteriores.

Figura 7. Diagrama esquemático del tratamiento convencional de aguas residuales

Tratamiento primario

El objetivo básico del tratamiento primario de las aguas residuales municipales, incluidas las aguas residuales domésticas mezcladas con algunos desechos industriales/comerciales, es eliminar los sólidos en suspensión y clarificar las aguas residuales para que sean aptas para el tratamiento biológico. Después de un manejo previo al tratamiento, como cribado, eliminación de arena y trituración, el principal proceso de sedimentación primaria es la sedimentación de las aguas residuales sin tratar en grandes tanques de sedimentación durante períodos de hasta varias horas. Este proceso elimina del 50 al 75% del total de sólidos en suspensión, que se extraen como un lodo de flujo inferior recogido para su tratamiento por separado. El efluente de desbordamiento del proceso luego se dirige a un tratamiento secundario. En ciertos casos, se pueden emplear productos químicos para mejorar el grado de tratamiento primario.

Tratamiento secundario

La porción del contenido orgánico de las aguas residuales que se suspende finamente o se disuelve y no se elimina en el proceso primario, se trata mediante un tratamiento secundario. Las formas generalmente aceptadas de tratamiento secundario de uso común incluyen filtros percoladores, contactores biológicos como discos giratorios, lodos activados, estanques de estabilización de desechos, sistemas de estanques aireados y métodos de aplicación al suelo, incluidos los sistemas de humedales. Se reconocerá que todos estos sistemas emplean procesos biológicos de una forma u otra. Los más comunes de estos procesos se discuten brevemente a continuación.

Sistemas de contactores biológicos. Los filtros de goteo son una de las primeras formas de este método para el tratamiento secundario y todavía se usan ampliamente con algunos métodos mejorados de aplicación. En este tratamiento, el efluente de los tanques primarios se aplica uniformemente sobre un lecho de medios, como rocas o medios plásticos sintéticos. La distribución uniforme generalmente se logra al hacer gotear el líquido desde una tubería perforada que gira sobre el lecho de manera intermitente o continua de acuerdo con el proceso deseado. Según la tasa de cargas orgánicas e hidráulicas, los filtros percoladores pueden eliminar hasta el 95 % del contenido orgánico, generalmente analizado como demanda bioquímica de oxígeno (DBO). Hay muchos otros sistemas de contactores biológicos más recientes en uso que pueden proporcionar eliminaciones de tratamiento en el mismo rango; algunos de estos métodos ofrecen ventajas especiales, particularmente aplicables en ciertas condiciones limitantes como el espacio, el clima, etc. Cabe señalar que un tanque de sedimentación secundario siguiente se considera una parte necesaria para completar el proceso. En la sedimentación secundaria, algunos de los llamados lodos de humus se extraen como flujo inferior y el exceso se descarga como efluente secundario.

Lodo activado. En la forma más común de este proceso biológico, el efluente tratado primario fluye hacia un tanque de unidad de lodo activado que contiene una suspensión biológica previamente existente llamada lodo activado. Esta mezcla se conoce como sólidos suspendidos en licor mixto (MLSS) y se le proporciona un período de contacto que generalmente varía de varias horas a 24 horas o más, según los resultados deseados. Durante este período, la mezcla está muy aireada y agitada para promover la actividad biológica aeróbica. A medida que finaliza el proceso, una parte de la mezcla (MLSS) se extrae y se devuelve al afluente para continuar con el proceso de activación biológica. Se proporciona una sedimentación secundaria después de la unidad de lodos activados con el fin de sedimentar la suspensión de lodos activados y descargar un desbordamiento clarificado como efluente. El proceso es capaz de eliminar hasta aproximadamente el 95 % de la DBO afluente.

Tratamiento terciario

Puede proporcionarse un tercer nivel de tratamiento cuando se requiera un mayor grado de eliminación de contaminantes. Esta forma de tratamiento normalmente puede incluir filtración de arena, estanques de estabilización, métodos de disposición en el suelo, humedales y otros sistemas que estabilizan aún más el efluente secundario.

Desinfección de efluentes

La desinfección es comúnmente necesaria para reducir las bacterias y los patógenos a niveles aceptables. La cloración, el dióxido de cloro, el ozono y la luz ultravioleta son los procesos más utilizados.

Eficiencia general de la planta de tratamiento de aguas residuales

Las aguas residuales incluyen una amplia gama de constituyentes que generalmente se clasifican como sólidos suspendidos y disueltos, constituyentes inorgánicos y constituyentes orgánicos.

La eficiencia de un sistema de tratamiento se puede medir en términos del porcentaje de eliminación de estos constituyentes. Los parámetros comunes de medición son:

• BOD: demanda bioquímica de oxígeno, medida en mg/l

• DQO: demanda química de oxígeno, medida en mg/l

• TSS: sólidos totales en suspensión, medidos en mg/l

• TDS: sólidos disueltos totales, medidos en mg/l

• formas de nitrógeno: incluidos nitrato y amoníaco, medidos en mg/l (el nitrato es de particular preocupación como nutriente en la eutrofización)

• fosfato: medido en mg/l (también de especial preocupación como nutriente en la eutrofización)

• pH: grado de acidez, medido como un número de 1 (más ácido) a 14 (más alcalino)

• cuenta de bacterias coliformes: medido como número más probable por 100 ml (Escherichia y las bacterias coliformes fecales son los indicadores más comunes).

 

Tratamiento de aguas residuales industriales.

Tipos de residuos industriales

Los desechos industriales (no domésticos) son numerosos y varían mucho en composición; pueden ser muy ácidos o alcalinos y, a menudo, requieren un análisis de laboratorio detallado. Puede ser necesario un tratamiento especializado para volverlos inocuos antes del alta. La toxicidad es motivo de gran preocupación en la eliminación de aguas residuales industriales.

Los desechos industriales representativos incluyen: pulpa y papel, matadero, cervecería, curtiduría, procesamiento de alimentos, fábrica de conservas, productos químicos, petróleo, textiles, azúcar, lavandería, carne y aves, alimentación de cerdos, procesamiento y muchos otros. El paso inicial en el desarrollo del diseño del tratamiento es un estudio de desechos industriales, que proporciona datos sobre las variaciones en el flujo y las características de los desechos. Las características indeseables de los desechos enumeradas por Eckenfelder (1989) se pueden resumir de la siguiente manera:

• compuestos orgánicos solubles que causan el agotamiento del oxígeno disuelto

• Sólidos suspendidos

• trazas orgánicas

• metales pesados, cianuro y orgánicos tóxicos

• color y turbiedad

• nitrógeno y fósforo

• sustancias refractarias resistentes a la biodegradación

• aceite y material flotante

• materiales volátiles.

 

La EPA de EE. UU. ha definido además una lista de sustancias químicas orgánicas e inorgánicas tóxicas con limitaciones específicas en la concesión de permisos de descarga. La lista incluye más de 100 compuestos y es demasiado larga para reimprimirla aquí, pero se puede solicitar a la EPA.

Métodos de tratamiento

El manejo de desechos industriales es más especializado que el tratamiento de desechos domésticos; sin embargo, cuando son susceptibles de reducción biológica, generalmente se tratan utilizando métodos similares a los descritos anteriormente (enfoques de tratamiento biológico secundario/terciario) para sistemas municipales.

Los estanques de estabilización de desechos son un método común de tratamiento orgánico de aguas residuales cuando se dispone de suficiente área de terreno. Los estanques de flujo continuo generalmente se clasifican según su actividad bacteriana como aeróbicos, facultativos o anaeróbicos. Los estanques aireados reciben oxígeno mediante sistemas de aireación difusa o mecánica.

La figura 8 y la figura 9 muestran esquemas de estanques de estabilización de desechos.

Figura 8. Estanque de estabilización de dos celdas: diagrama de sección transversal

Figura 9. Tipos de lagunas aireadas: diagrama esquemático

Prevención de la contaminación y minimización de residuos

Cuando las operaciones y los procesos de los desechos industriales en planta se analizan en su origen, a menudo se pueden controlar para evitar descargas contaminantes significativas.

Las técnicas de recirculación son enfoques importantes en los programas de prevención de la contaminación. Un ejemplo de estudio de caso es un plan de reciclaje para un efluente de aguas residuales de una curtiduría de cuero publicado por Preul (1981), que incluía la recuperación/reutilización del cromo junto con la recirculación completa de todas las aguas residuales de la curtiduría sin efluentes a ninguna corriente excepto en emergencias. El diagrama de flujo para este sistema se muestra en la figura 10.

Figura 10. Diagrama de flujo para el sistema de reciclaje de efluentes de aguas residuales de tenería

Para innovaciones más recientes en esta tecnología, se remite al lector a una publicación sobre prevención de la contaminación y minimización de desechos de la Water Environment Federation (1995).

Métodos avanzados de tratamiento de aguas residuales.

Se encuentran disponibles varios métodos avanzados para grados más altos de eliminación de los componentes de la contaminación, según sea necesario. Una lista general incluye:

filtración (arena y multimedia)

precipitación química

adsorción de carbono

electrodiálisis

destilación

nitrificación

cosecha de algas

recuperación de efluentes

micro-esfuerzo

decapado de amoníaco

ósmosis inversa

intercambio iónico

aplicación de la tierra

desnitrificación

humedales.

El proceso más apropiado para cualquier situación debe determinarse sobre la base de la calidad y cantidad de las aguas residuales sin tratar, los requisitos de agua receptora y, por supuesto, los costos. Para mayor referencia, ver Metcalf y Eddy 1991, que incluye un capítulo sobre tratamiento avanzado de aguas residuales.

Estudio de caso de tratamiento avanzado de aguas residuales

El estudio de caso del Proyecto de Recuperación de Aguas Residuales de la Región Dan discutido en otra parte de este capítulo proporciona un excelente ejemplo de métodos innovadores para el tratamiento y la recuperación de aguas residuales.

Contaminación térmica

La contaminación térmica es una forma de desperdicio industrial, definida como aumentos o reducciones perjudiciales en las temperaturas normales del agua de las aguas receptoras causadas por la eliminación del calor de las instalaciones hechas por el hombre. Las industrias que producen mayor cantidad de calor residual son las plantas generadoras de energía nuclear y de combustibles fósiles (petróleo, gas y carbón), las acerías, las refinerías de petróleo, las plantas químicas, las fábricas de pulpa y papel, las destilerías y las lavanderías. De particular preocupación es la industria de generación de energía eléctrica que suministra energía a muchos países (p. ej., alrededor del 80% en los EE. UU.).

Impacto del calor residual en las aguas receptoras

Influencia en la capacidad de asimilación de residuos

• El calor aumenta la oxidación biológica.

• El calor disminuye el contenido de saturación de oxígeno del agua y disminuye la tasa de reoxigenación natural.

• El efecto neto del calor es generalmente perjudicial durante los meses cálidos del año.

• El efecto del invierno puede ser beneficioso en climas más fríos, donde se rompen las condiciones de hielo y se proporciona aireación superficial para los peces y la vida acuática.

 

Influencia en la vida acuática

Muchas especies tienen límites de tolerancia a la temperatura y necesitan protección, particularmente en los tramos de un arroyo o cuerpo de agua afectados por el calor. Por ejemplo, los arroyos de agua fría generalmente tienen el tipo más alto de peces deportivos como la trucha y el salmón, mientras que las aguas cálidas generalmente albergan poblaciones de peces gruesos, con ciertas especies como el lucio y el róbalo en aguas de temperatura intermedia.

Figura 11. Intercambio de calor en los límites de una sección transversal de agua receptora

Análisis térmico en aguas receptoras

La figura 11 ilustra las diversas formas de intercambio de calor natural en los límites de un agua receptora. Cuando se descarga calor a un agua receptora, como un río, es importante analizar la capacidad del río para las adiciones térmicas. El perfil de temperatura de un río se puede calcular resolviendo un balance de calor similar al que se usa para calcular las curvas de hundimiento del oxígeno disuelto. Los factores principales del balance de calor se ilustran en la figura 12 para un tramo de río entre los puntos A y B. Cada factor requiere un cálculo individual que depende de ciertas variables de calor. Al igual que con un balance de oxígeno disuelto, el balance de temperatura es simplemente una suma de los activos y pasivos de temperatura para una sección determinada. Otros enfoques analíticos más sofisticados están disponibles en la literatura sobre este tema. Los resultados de los cálculos del balance de calor se pueden utilizar para establecer las limitaciones de descarga de calor y, posiblemente, ciertas restricciones de uso para una masa de agua.

Figura 12. Capacidad del río para adiciones térmicas

Control de la contaminación térmica

Los principales enfoques para el control de la contaminación térmica son:

• eficiencias operativas mejoradas de la planta de energía

• Torres de enfriamiento

• estanques de enfriamiento aislados

• consideración de métodos alternativos de generación de energía, como la energía hidroeléctrica.

 

Cuando las condiciones físicas sean favorables dentro de ciertos límites ambientales, la energía hidroeléctrica debe considerarse como una alternativa a la generación de energía nuclear o con combustibles fósiles. En la generación de energía hidroeléctrica, no hay eliminación de calor y no hay descarga de aguas residuales que causen contaminación del agua.

Control de la contaminación de las aguas subterráneas

Importancia de las aguas subterráneas

Dado que los suministros de agua del mundo se extraen en gran medida de los acuíferos, es muy importante proteger estas fuentes de suministro. Se estima que más del 95% del suministro de agua dulce disponible en la Tierra se encuentra bajo tierra; en los Estados Unidos aproximadamente el 50% del agua potable proviene de pozos, según el Servicio Geológico de los Estados Unidos de 1984. Debido a que la contaminación y el movimiento del agua subterránea son de naturaleza sutil e invisible, a veces se presta menos atención al análisis y control de esta forma de degradación del agua que a la contaminación del agua superficial, que es mucho más obvia.

Figura 13. Ciclo hidrológico y fuentes de contaminación de aguas subterráneas

Fuentes de contaminación subterránea

La Figura 13 muestra el ciclo hidrológico con fuentes superpuestas de contaminación de aguas subterráneas. Una lista completa de las fuentes potenciales de contaminación subterránea es extensa; sin embargo, a modo de ilustración, las fuentes más obvias incluyen:

• vertidos de residuos industriales

• arroyos contaminados en contacto con acuíferos

• operaciones mineras

• eliminación de residuos sólidos y peligrosos

• tanques de almacenamiento subterráneos como los de petróleo

• sistemas de riego

• recarga artificial

• invasión de agua de mar

• derrames

• estanques contaminados con fondos permeables

• pozos de eliminación

• campos de baldosas de tanques sépticos y pozos de lixiviación

• perforación de pozos inadecuada

• operaciones agrícolas

• sales de deshielo para carreteras.

 

Los contaminantes específicos en la contaminación subterránea se clasifican además como:

• constituyentes químicos indeseables (típicos, lista no completa) - orgánicos e inorgánicos (p. ej., cloruro, sulfato, hierro, manganeso, sodio, potasio)

• dureza total y sólidos disueltos totales

• constituyentes tóxicos (lista típica, no completa) - nitrato, arsénico, cromo, plomo, cianuro, cobre, fenoles, mercurio disuelto

• características físicas indeseables - sabor, color y olor

• pesticidas y herbicidas - hidrocarburos clorados y otros

• materiales radiactivos - diversas formas de radiactividad

• biológicos: bacterias, virus, parásitos, etc.

• ácido (pH bajo) o cáustico (pH alto).

 

De los anteriores, los nitratos son de especial preocupación tanto en las aguas subterráneas como en las aguas superficiales. En los suministros de agua subterránea, los nitratos pueden causar la enfermedad metahemoglobinemia (cianosis infantil). Además, causan efectos perjudiciales de eutrofización en las aguas superficiales y ocurren en una amplia gama de recursos hídricos, según lo informado por Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) y Preul y Schroepfer (1968) también informaron sobre el movimiento subterráneo de nitrógeno y otros contaminantes.

Viajes de contaminación en dominio subterráneo

El movimiento del agua subterránea es extremadamente lento y sutil en comparación con el viaje de las aguas superficiales en el ciclo hidrológico. Para una comprensión simple del recorrido del agua subterránea ordinaria en condiciones ideales de flujo constante, la Ley de Darcy es el enfoque básico para la evaluación del movimiento del agua subterránea con números de Reynolds bajos. (R):

V = K(dh/dl)

dónde:

V = velocidad del agua subterránea en el acuífero, m/día

K = coeficiente de permeabilidad del acuífero

(dh/dl) = gradiente hidráulico que representa la fuerza motriz del movimiento.

En los viajes de contaminantes subterráneos, las aguas subterráneas ordinarias (H₂O) es generalmente el fluido portador y se puede calcular para moverse a una velocidad de acuerdo con los parámetros de la Ley de Darcy. Sin embargo, la tasa de viaje o la velocidad de un contaminante, como un químico orgánico o inorgánico, puede ser diferente debido a los procesos de dispersión hidrodinámica y advección. Ciertos iones se mueven más lento o más rápido que la velocidad general del flujo de agua subterránea como resultado de las reacciones dentro de los medios acuíferos, por lo que pueden clasificarse como "reactivos" o "no reactivos". Las reacciones son generalmente de las siguientes formas:

• reacciones físicas entre el contaminante y el acuífero y/o el líquido de transporte

• reacciones químicas entre el contaminante y el acuífero y/o el líquido de transporte

• acciones biológicas sobre el contaminante.

 

Los siguientes son típicos de los contaminantes subterráneos reactivos y no reactivos:

• contaminantes reactivos: cromo, iones de amonio, calcio, sodio, hierro, etc.; cationes en general; constituyentes biológicos; constituyentes radiactivos

• contaminantes no reactivos: cloruro, nitrato, sulfato, etc.; ciertos aniones; ciertos productos químicos pesticidas y herbicidas.

 

Al principio, podría parecer que los contaminantes que reaccionan son los peores, pero esto puede no ser siempre el caso porque las reacciones detienen o retardan las concentraciones de viaje de los contaminantes, mientras que el viaje de los contaminantes que no reaccionan puede estar en gran medida desinhibido. Ciertos productos domésticos y agrícolas "suaves" ahora están disponibles que se degradan biológicamente después de un período de tiempo y, por lo tanto, evitan la posibilidad de contaminación de las aguas subterráneas.

Remediación de acuíferos

La prevención de la contaminación subterránea es obviamente el mejor enfoque; sin embargo, la existencia descontrolada de condiciones de contaminación del agua subterránea por lo general se da a conocer después de su ocurrencia, por ejemplo, por quejas de los usuarios de pozos de agua en el área. Desafortunadamente, en el momento en que se reconoce el problema, es posible que se hayan producido daños graves y sea necesario remediarlo. La remediación puede requerir extensas investigaciones de campo hidrogeológicas con análisis de laboratorio de muestras de agua para establecer el alcance de las concentraciones de contaminantes y las columnas de desplazamiento. A menudo, los pozos existentes se pueden usar en el muestreo inicial, pero los casos severos pueden requerir perforaciones extensas y muestreos de agua. Estos datos se pueden analizar para establecer las condiciones actuales y hacer predicciones de condiciones futuras. El análisis del viaje de la contaminación de las aguas subterráneas es un campo especializado que a menudo requiere el uso de modelos informáticos para comprender mejor la dinámica de las aguas subterráneas y hacer predicciones bajo diversas limitaciones. En la bibliografía se dispone de varios modelos informáticos bidimensionales y tridimensionales para este fin. Para enfoques analíticos más detallados, se remite al lector al libro de Freeze y Cherry (1987).

Prevención de la contaminación

El enfoque preferido para la protección de los recursos de aguas subterráneas es la prevención de la contaminación. Aunque los estándares de agua potable generalmente se aplican al uso de suministros de agua subterránea, los suministros de agua cruda requieren protección contra la contaminación. Las entidades gubernamentales como los ministerios de salud, las agencias de recursos naturales y las agencias de protección ambiental son generalmente responsables de tales actividades. Los esfuerzos de control de la contaminación de las aguas subterráneas se dirigen en gran medida a la protección de los acuíferos y la prevención de la contaminación.

La prevención de la contaminación requiere controles de uso de la tierra en forma de zonificación y ciertas regulaciones. Las leyes pueden aplicarse a la prevención de funciones específicas como particularmente aplicables a fuentes puntuales o acciones que potencialmente pueden causar contaminación. El control mediante la zonificación del uso de la tierra es una herramienta de protección de las aguas subterráneas que es más eficaz a nivel de gobierno municipal o de condado. Los programas de protección de acuíferos y bocas de pozo, como se analiza a continuación, son ejemplos destacados de prevención de la contaminación.

Un programa de protección de acuíferos requiere establecer los límites del acuífero y sus áreas de recarga. Los acuíferos pueden ser de tipo confinado o no confinado y, por lo tanto, deben ser analizados por un hidrólogo para tomar esta determinación. La mayoría de los principales acuíferos son generalmente bien conocidos en los países desarrollados, pero otras áreas pueden requerir investigaciones de campo y análisis hidrogeológicos. El elemento clave del programa en la protección del acuífero de la degradación de la calidad del agua es el control del uso de la tierra sobre el acuífero y sus áreas de recarga.

La protección de cabeza de pozo es un enfoque más definitivo y limitado que se aplica al área de recarga que contribuye a un pozo en particular. El gobierno federal de los EE. UU. mediante las enmiendas aprobadas en 1986 a la Ley de Agua Potable Segura (SDWA) (1984) ahora exige que se establezcan áreas de protección específicas para los pozos de suministro público. El área de protección del cabezal del pozo (WHPA) se define en la SDWA como “el área superficial y subterránea que rodea un pozo de agua o un campo de pozos, que abastece a un sistema público de suministro de agua, a través de la cual es razonablemente probable que los contaminantes se muevan hacia y alcancen dicho pozo o pozo de agua”. campo." El principal objetivo del programa WHPA, tal como lo describe la EPA de EE. UU. (1987), es la delimitación de áreas de protección de pozos con base en criterios seleccionados, operaciones de pozos y consideraciones hidrogeológicas.

 

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