HUMEDALES ARTIFICIALES

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1 HUMEDALES ARTIFICIALES Proyecto de gestió n integrada y Pla n Maestro de la Cuenc a del Rio Pilcomay o BIBLIOTEC A

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3 United State s Environmental Protectio n Agency Office of Water Washington, D.C. EPA 832-F Septiembre de 2000 Folleto informativo d e tecnología de aguas residuales Humedales de flujo subsuperficia l DESCRIPCIÓN Los sistemas de hurnedales se describen típicamente por la posición de la superficie del agua y/o el tipo de vegetación presente. La mayoría de los humedales naturales so n sistemas de flujo libre superficial en los cuale s el agua está expuesta a la atmósfera; estos incluyen a los fangales (principalmente con vegetación de musgos), las zonas pantanosa s (principalmente de vegetación arbórea), y las praderas inundadas (principalmente co n vegetación herbácea y plantas macrófitas emergentes). Un humedal artificial de fluj o subsuperficial (FS, subsurface flow wetlands ) está diseñado específicamente para el tratamiento de algún tipo de agua residual, o s u fase final de tratamiento, y está construid o típicamente en forma de un lecho o canal qu e contiene un medio apropiado. Un ejemplo d e un humedal FS se muestra en la Figura 1. La grava es el medio más utilizado en Estado s Unidos y Europa, aunque también se ha utilizado roca triturada, grava, arena y otro tip o de materiales del suelo. El medio se planta normalmente con los mismos tipos de vegetación emergentes presentes en las pradera s inundadas y, por diseño, el nivel del agua s e mantiene por debajo de la superficie del medio. Las principales ventajas de mantener un nive l subsuperficial del agua son la prevención de mosquitos y olores y la eliminación del riesg o de que el público entre en contacto con el agu a residual parcialmente tratada. En contraste, l a superficie del agua en los pantanales naturales y en los humedales artificiales de flujo libr e superficial (FLS, free water sur face wetlands) está expuesta a la atmósfera, lo cual conlleva lo s riegos de los mosquitos y de acceso del público. OPCIÓN DE ENTRADA MÚLTIPL E PARA CLIMA 1 CALIENTE 'ONADE SUPERRCI E TRATA- DEL AGUA MIENTO CON GRAVA MEMBRANA DE N A t f DE RECUBRI- PULGADAS MENTO 0 SUELO IMPER- MEABLE TUBERÍA MÚLTIPLE DE DESCARGA Fuente : adaptado de un dibujo de S.C. Reed, FIGURA 1 HUMEDAL DE FLUJ O SUBSUPERFICIA L La mejora en la calidad del agua en humedale s naturales ha sido observada por científicos e ingenieros durante muchos años, y ha llevado a l desarrollo de humedales artificiales para duplicar en ecosistemas construidos lo s beneficios de calidad del agua y hábitat de lo s humedales naturales. Se considera que la s reacciones biológicas se deben a la actividad d e los microorganismos adheridos a las superficies disponibles de sustrato sumergido. En el caso de los humedales FLS esos sustratos son la s porciones sumergidas de las plantas vivas, lo s detritos vegetales, y la capa béntica del suelo. En humedales FS el sustrato sumergido disponible incluye las raíces de las plantas qu e crecen en el medio, y la superficie misma de l

4 medio. Dado que el área de sustrato en u n humedal FS puede sobrepasar por mucho el sustrato disponible en humedales FLS, las tasa s de reacción microbiana pueden ser mayores qu e las de humedales FLS para mucho s contaminantes. Como resultado, un humedal F S puede tener una menor superficie que un humedal FLS para los mismos caudales y objetivos de calidad del agua. Las metas de diseño de los humedales F S artificiales son exclusivamente las funciones d e tratamiento porque las posibilidades d e proporcionar hábitat de vida silvestre y recreación pública son más limitadas que en e l caso de los humedales FLS. El tamaño de estos sistemas va desde pequeñas unidades para e l tratamiento en el sitio de efluentes de tanques sépticos hasta un sistema doméstico d e tratamiento de aguas residuales en Louisian a con una capacidad de 1.5x10 7 litros por día ( 4 millones de galones por día, mgd). Existen aproximadamente 100 sistemas de tratamiento de aguas domésticas en los Estados Unidos. pero la mayoría trata menos de 3.8x10 3 m3/día (1 mgd). La mayoría de los sistemas municipales están precedidos por lagunas d e tratamiento aireadas o facultativas. Hay cerca de 1000 sistemas de tratamiento a pequeñ a escala en el punto de origen para viviendas individuales, colegios, complejos d e apartamentos, establecimientos comerciales, parques y otras instalaciones recreacionales. El caudal de estos sistemas pequeños va de ciento s de galones por día a 151,400 litros por dí a (40,000 galones por día) ; el tipo predominant e de pretratamiento proporcionado es el d e tanques sépticos. Los costos del medio de roca o de grava son más altos y hacen que el uso de sistemas de humedales FS de mayo r envergadura sea desfavorable con relación a lo s humedales FLS a pesar de que aquello s requieran una menor extensión de terreno. Las comparaciones de costo han mostrado que a caudales mayores a 227,200 litros por dí a (60,000 galones por día) normalmente es más económico construir sistemas de humedale s FLS. Sin embargo, existen excepciones cuand o el acceso público, problemas de mosquitos o asuntos de vida silvestre justifican la selección de humedales FS. Un ejemplo reciente es el de un humedal FS diseñado para tratamiento de la escorrentía del aeropuerto de Edmonton en Alberta. Canadá en donde la escorrentí a originada por la nieve derretida es contaminad a por el fluido de glicol usado para deshielo ; para esto se seleccionó un humedal FS con capacida d de 1,264,190 litros por día (334,000 galones ) con el fin de minimizar problemas de hábitat y aves cerca a las pistas de aterrizaje. Los humedales FS normalmente incluyen una o más cuencas o canales de poca profundidad d e fondo recubierto para prevenir la percolación a la capa freática susceptible a la contaminación. El tipo de recubrimiento depende de las condiciones locales. En algunos casos la compactación del suelo local es adecuada, mientras que en otros se debe traer arcilla o utilizar recubrimiento de membranas plásticas (PVC o PAD). Las estructuras de entrada y descarga se emplean para asegurar la distribución adecuad a y la recolección uniforme del agua residual aplicada. rl método más comúnmente utilizad o en los sistemas de menor tamaño consiste d e una tubería múltiple perforada. La profundidad del medio en estos humedales FS tiene un rango de 0.3 a 0.9 metros (1 a 3 pies), siendo el valo r más común el de 0.6 metros (2 pies). El tamaño del medio en Estados Unidos va desde la grava fina (?0.6 cm o 0.25 pulgadas) hasta roca grande triturada (>_15.2 cm o >_6 pulgadas) ; La combinación de tamaños de 1.3 a 3.8 cm (0.5 a 1.5 pulgadas) es la más comúnmente usada. Este medio de grava debe ser de piedras limpias, duras y duraderas, con capacidad de retener s u forma y la permeabilidad del lecho del humeda l a largo plazo. La vegetación emergente más comúnmente utilizada en humedales FS incluye las espadañas

5 y aneas (Typha spp.), los juncos (Scirpus spp.) y los carrizos (Phragmites spp.). En Europa los Phragmites son las plantas preferidas para esta aplicación. Esta planta tiene varias ventajas debido a que se trata de una planta durable d e rápido crecimiento que no es una fuent e alimenticia para aves o la vida silvestre. Sin embargo, en algunas partes de los Estado s Unidos el uso de Phragmites no está permitid o porque esta es una planta de crecimient o agresivo, por lo cual se tiene la preocupación d e que infeste humedales naturales. En estos caso s los espadaña y los juncos pueden ser utilizados. La experiencia ha demostrado que en áreas donde se encuentra el ratón almizcler o (muskrat) o las nutrias, estos pueden destrui r completamente las espadañas, eneas y junco s plantados en un humedal artificial, al utilizar las plantas para alimento y anidación. Muchos de los sistemas individuales de menor tamaño usan plantas decorativas tolerantes a la humedad. La vegetación en un humedal FS no es un facto r significativo en la remoción de nutrientes y n o se requiere su poda. En climas fríos, la acumulación de detritos vegetales sobre el lech o de grava proporciona un aislamiento térmic o que es útil durante los meses de invierno. Las raíces de las plantas sumergidas proporcionan sustrato para los procesos microbiológicos y dado que la mayoría de las macrófita s emergentes pueden transmitir oxígeno de la s hojas a las raíces, se presentan microzona s aeróbicas en la superficie de las raíces y los rizomas. El resto del medio sumergido de lo s humedales FS tienden a carecer de oxígeno. Esta falta general de oxígeno limita la remoción biológica del amoniaco (NH3/NH4 - N) po r nitrificación en los humedales FS, pero aún as í el sistema es efectivo en la remoción de DBO, SST, metales y algunos contaminante s orgánicos prioritarios, dado que su tratamiento puede ocurrir bajo condiciones aeróbicas y anóxicas. La remoción de nitratos po r desnitrificación biológica también puede ser muy efectiva dado que las condiciones anóxicas requeridas están siempre presentes y se cuenta con suficientes fuentes de carbono. La disponibilidad limitada de oxígeno en los humedales FS disminuye la capacidad d e remoción de amoniaco por nitrificació n biológica. Por esta razón se requieren tiempo s largos de retención en un área extensa de humedal para producir los niveles bajos de nitrógeno en el efluente con la calidad típica de afluentes de agua residual doméstica a meno s que se adopten algunas modificaciones de l sistema. Estos cambios han incluido l a instalación de tuberías de aireación en el fond o del lecho del sistema para oxigenación mecánica, el uso de un filtro percolador integrado para la nitrificación del amoníaco en el agua residual, y lechos de humedales de fluj o vertical. Estos humedales de flujo vertical normalmente contienen grava o arena gruesa y reciben cargas intermitentes desde la superficie. La aplicación intermitente del agua residual y e l drenaje vertical en el lecho permiten que la s reacciones aeróbicas se produzcan con rapidez. El llenado y drenado cíclico de sistemas de flujo, horizontal ha sido demostrado con éxito en e l sistema de humedales FS de 130,000 galone s por día de Minoa, New York. Las tasas d e reacción para remoción de DBO 5 y amoníaco fueron el doble de las observadas durante el flujo normal continuo de saturación. Los mecanismos disponibles de remoción del fósforo en todos los tipos de humedales artificiales también requieren largos periodos d e retención para producir niveles bajos de fósforo a partir de agua residual doméstica típica. Los humedales FLS serían probablemente l a alternativa de inversión más eficaz para humedales artificiales Si la remoción significativa del fósforo fuera un requisito para un proyecto dado. La remoción de fósforo es también posible con la adición química final y mezclando con anterioridad a una lagun a profunda de sedimentación. El nivel mínimo aceptable de tratamient o preliminar previo a un sistema de humedales F S es el equivalente al tratamiento primario. Esto

6 puede lograse con tanques sépticos o tanques Imhoff para los sistemas más pequeños, o lagunas profundas con un tiempo corto d e retención para los sistemas de mayor tamaño. La mayoría de los sistemas de humedales F S para tratamiento de agua residual doméstic a están precedidos por lagunas facultativas o aireadas. Estas lagunas no son necesariamente el modo preferido de tratamiento preliminar. En la mayoría de estos sistemas el humedal FS se seleccionó teniendo como meta el mejorar l a calidad del efluente de las lagunas. Dado que los humedales FS pueden lograr una remoció n efectiva tanto de la DBO 5 como de los SST, n o hay la necesidad de altos niveles de remoción d e estos constituyentes en el tratamiento primario. Los humedales FS no proporcionan el mismo nivel de hábitat que los FLS debido a que el agua en el sistema no está expuesta n i disponible para las aves y otros animales. Sin embargo, la vida silvestre se encuentra present e principalmente en forma de sitios de anidació n para aves y reptiles. Sí uno de los objetivos del proyecto es el proporcionar un valor de hábitat más significativo, esto puede lograrse co n lagunas profundas entre-mezcladas con la s celdas de humedales FS. La primera lagun a estaría ubicada después del punto en el cual la calidad del agua se aproxima al menos al nive l de tratamiento secundario. APLICABILIDA D Los humedales FS están mejor adaptadas para aplicaciones de tamaño pequeño y median o (5127,100 l/d o 5_60,000 galones/día) y e n sistemas de mayor tamaño en los cuales se tien e un potencial significativo de contacto con e l público, mosquitos o generación de olores. Su uso en sistemas de tratamiento en el punto d e origen proporciona un efluente de alta calida d para la aplicación al terreno, y en algunos estados las autoridades de permiten un a reducción significativa en el terreno requerid o para disposición final del efluente. Lo s humedales FS remueven en forma confiable l a DBO, la DQO y los SST, y con tiempos de retención suficientemente largos también pueden producir bajas concentraciones de nitrógeno y fósforo. Los metales son también removidos eficazmente y se puede espera r también una reducción de un orden de magnitud en coliformes fecales en sistemas diseñados para producir efluentes de tratamiento secundario o avanzado. VENTAJAS Y DESVENTAJAS A continuación se enumeran algunas de las ventajas y desventajas de los humedales FS. Ventaja s Los humedales FS proporcionan tratamiento efectivo en forma pasiva y minimizan la necesidad de equipo s mecánicos, electricidad y monitoreo por parte de operadores calificados. Los humedales FS pueden ser meno s costosos de construir, y usualmente también son menos costosos para operar y mantener, que los procesos mecánico s de tratamiento diseñados para un nive l equivalente de calidad de efluente. La operación a nivel de tratamiento secundario es posible durante todo el año con excepción de los climas más fríos. La operación a nivel de tratamiento terciario avanzado es posible durante

7 todo el año en climas cálidos o semi - cálidos. La configuración de los humedáles FS proporciona una mayor protección térmica que los humedale s FLS. Los sistemas de humedales FS n o producen biosólidos ni lodos residuale s que requerirían tratamiento subsiguient e y disposición. Los FS son muy efectivos en l a remoción de la DBO, la DQO, los SST, los metales y algunos compuesto s orgánicos refractarios de las aguas residuales domésticas. La remoción de nitrógeno y fósforo a bajos niveles e s también posible pero se requiere un tiempo de retención mucho mayor. e Desventajas Los mosquitos y otros insectos vectore s similares no son un problema con lo s humedales FS mientras el sistema s e opere adecuadamente y el nive l subsuperficial de flujo se mantenga. También se elimina el riesgo de qu e niños y mascotas estén expuestos al agu a residual parcialmente tratada. Un humedal FS requiere un área extens a en comparación con los sistemas mecánicos convencionales d e tratamiento. La remoción de DBO. DQO y nitrógen o en los humedales FS es un proceso continuo renovable. El fósforo, los metales y algunos compuestos orgánicos persistentes que son removidos permanecen en el sistema ligados al e sedimento y por ello se acumulan con e l tiempo. En climas fríos las bajas temperaturas durante el invierno reducen la tasa d e remoción de DBO, NH 3 y NO 3. Un aumento en el tiempo de retención pued e compensar por la disminución de la s tasas pero el incremento en el tamaño d e los humedales en climas extremadamente fríos puede no se r factible desde el punto de vist a económico o técnico. La mayoría del agua contenida en los humedales FS es anóxica, limitando e l potencial de nitrificación del amoníac o del agua residual. El aumento de l tamaño del humedal y el tiempo d e retención puede hacerse com o compensación, pero puede no se r eficiente en términos económicos. Métodos alternos de nitrificación e n combinación con los humedales FS ha n sido utilizados con éxito. Los humedales FS no pueden ser diseñados para lograr una remoción completa de compuestos orgánicos. SST, nitrógeno o bacterias coliformes. Los ciclo s ecológicos en estos humedales producen concentraciones naturales de eso s compuestos en el efluente. Los sistemas de humedales FS típicamente reducen al menos un orden de magnitud el contenido de coliforme s fecales. Esto no es siempre suficient e para cumplir con los límites de descarg a en todas las localidades, por lo cual podría requerirse desinfección subsiguiente. La desinfección con lu z ultravioleta ha sido utilizada con éxito en varias aplicaciones. Si bien los humedales FS pueden ser de menor superficie que los humedales FL S para la remoción de la mayoría de los

8 constituyentes del agua residual, el cost o mayor del medio de grava en lo s humedales FS puede dar como resultad o costos de construcción más altos par a sistemas con una capacidad mayor a 227,000 litros por día (60,000 galones por día). CRITERIOS DE DISEÑ O Los modelos de diseño de humedales FS han estado disponibles en publicaciones desde finales de la década de Trabajos má s recientes, hechos a mediados y finales de l a década de 1990 han sido compilados en tre s libros de texto que presentan modelos de diseño de humedales FS (Reed, et al 1995, Kadlec & Knight 1996, Crites & Tchobanoglous, 1998). En los tres casos los modelos se basan e n reacciones cinéticas de primer orden para fluj o en pistón, pero los resultados no siempre concuerdan debido a las selcciones de desarroll o adoptados por cada autor, y a que no s e utilizaron las mismas bases de datos para l a derivación de los modelos. La organización Water Environment Federation (WEF) present a una comparación de las tres metodologías en el libro Manual de Práctica para Sistemas Naturales (Manual of Practice on Natura l Systems, WEF, 2000), lo mismo que en e l manual de diseño de sistemas de humedales d e la U.S. EPA. El diseñador de sistemas de humedales FS debe consultar esas referencia s para seleccionar el método que mejor se ajuste al proyecto en consideración. Una estimación preliminar de los requerimientos de terreno para humedales FS puede obtenerse de los valores e n la Tabla 1 para las tasas típicas de carg a superficial. Estos valores también pueden se r utilizados para revisar los resultados de las referencias citadas anteriormente. El tamaño de los humedales FS es determinad o por el contaminante que requiere la mayor área para su remoción. Esta es la superficie de l fondo de las celdas del humedal, y para que sea efectiva en un 100 por ciento, la distribución de l flujo de agua residual debe ser uniforme en tod a la superficie. Esto es posible con humedale s artificiales mediante un gradiente de fond o cuidadosamente seleccionado y el uso d e estructuras apropiadas de entrada y descarga. E l área total de tratamiento debe ser dividida entre al menos dos celdas en todos los sistemas con excepción de los más pequeños. Los sistemas de mayor tamaño deben tener al menos dos trenes de tratamiento paralelos con celdas para proporcionar flexibilidad de manejo y mantenimiento. Los sistemas de humedales son ecosistema s vivos en dos cuales los ciclos de vida y muerte de la biota produce residuos que pueden se r medidos en función de DBO, SST, nitrógeno, fósforo y coliformes fecales. Como resultado,

9 TABLA 1 TASAS TIPICAS DE CARGA SUPERFICIAL PAR A HUMEDALES DE FLUJO SUBSUPERFICIA L Constituyente Concentración típic a del afluente (mg/l) Meta de tratamiento del efluente (mg/t.) Tasa de carga contaminante (libras/acres-día ) Carga hidráulica (pulgadas por día) 3 a 12** DBO 30 a a a 140 SST 30a150 10a30 40a150 Nitrógeno como NH3/NH4 2 a 35 l a 10 l a 1 0 Nitrógeno como NO3 2 a 10 l a 10 3 a 1 2 Nitrógeno total 2 a 40 l a 10 3 a 1 1 Fósforo total l a a 3 1 a 4 Nota : la temperatura del humedal es» 20 C. y en forma independiente del tamaño de l humedal o las características del afluente, e n estos sistemas siempre existen concentracione s naturales de esos materiales. La Tabla 2 resume esas concentraciones naturales. Es necesario que el diseñador determine la temperatura del agua en el humedal porque l a remoción de DBO y de varias formas de nitrógeno, dependen de la temperatura. La temperatura del agua en sistemas con un tiemp o hidráulico de retención (THR) extenso (mayor a 10 días) se acerca a la temperatura promedio de l aire excepto en periodos de invierno co n temperaturas bajo cero. Los métodos para calcular la temperatura del agua en humedale s con THR más cortos pueden ser encontrados en las referencias publicadas que se mencionaro n anteriormente. También es necesario considerar los aspecto s hidráulicos del sistema porque a lo largo de l humedal existe una considerable resistencia al flujo por fricción debido a la presencia de l medio de grava, las raíces de las plantas y lo s detritos. El mayor impacto de esta resistencia al flujo se tiene en la configuración seleccionad a para las celdas del humedal. A medida que l a distancia de flujo aumenta la resistencia se hace mayor. Para evitar esos problemas hidráulico s se recomienda un cociente de longitud a ancho de 4 a 1, o menor. La ley de Darcy es aceptada generalmente como el modelo para el flujo de l agua en los humedales AFS; la información descriptiva al respecto puede encontras e también en las referencias citadas anteriormente. El flujo del agua a lo largo de las celdas de l humedal depende del gradiente hidráulico en l a celda, así como la conductividad hidráulica (ks), el tamaño y la porosidad del medio utilizado (n). La Tabla 3 presenta las características típicas del medio a ser potencialmente utilizado e n humedales FS. Estos valores pueden ser utilizados para estimaciones preliminares y e l diseño de sistemas muy pequeños. Para sistemas a mayor escala el medio propuesto debe ser evaluado en forma experimental par a determinar esos valores.

10 TABLA 2 CONCENTRACIONE S "NATURALES" EN HUMEDALE S DE FLUJO SUBSUPERFICIA L Constituyente Unidades Rango d e concentració n DBO5 mg/l 1 a 1 0 concentración de contaminantes pero también reducir el THR del humedal. En la mayoría d e las zonas templadas con un clima moderado estos efectos no son criticas para el desempeño. Estos aspectos hidráulicos solo deben se r considerados para valores extremos de ET y precipitación. SST mg/l 1 a 6 Nitrógeno total mg/l 1 a 3 Nitrógeno com o NH3/NH4 Nitrógeno com o NO3 mg/l menos de 0. 1 mg/l menos de 0. 1 Fósforo total mg/l menos de 0.2 Coliformes fecales NMP/10 0 ml Fuente : Reed etal., 1995 y U.S. EPA, DESEMPEÑ O 50 a 500 Un humedal FS con una carga moderada pued e lograr los niveles de efluente "naturales" que s e presentan en la Tabla 2. En general, los humedales FS se diseñan para producir un a calidad dada de efluente, y la Tabla 1 puede utilizarse para calcular en forma preliminar e l tamaño requerido del humedal para producir una calidad de efluente deseada. Los modelos d e diseño en las publicaciones referenciada s proveen estimaciones más precisas del área d e tratamiento requerida. La Tabla 4 resume e l desempeño real de 14 sistemas de humedales F S incluidos en la Evaluación de Tecnología de l a U.S. EPA (EPA, 1993). En teoría el desempeño de un sistema d e humedales FS puede estar influenciado por factores hidrológicos. Tasas elevadas de evapotranspiración (ET) pueden aumentar las concentraciones del efluente pero tambié n aumentan el THR del humedal. Tasas altas de precipitación pluvial pueden diluir la OPERACIÓN Y MANTENIMIENT O La operación y mantenimiento (O/M) rutinario s de los humedales FS son similares a los de las lagunas facultativas, e incluyen el control hidráulico y de la profundidad del agua, l a limpieza de las estructuras de entrada y descarga, el corte de la hierba en bermas, l a inspección de la integridad de las mismas, el manejo de la vegetación del humedal y el monitoreo rutinario. La profundidad del agua en el humedal pued e requerir ajuste periódico según sea la estación o en respuesta al aumento a largo plazo de l a resistencia por la acumulación de detritos en lo s poros del medio. El control de mosquitos puede no ser requerido en sistemas de humedales F S en la medida que la superficie del agua se mantenga debajo de la superficie superior de l medio. El manejo de la vegetación en esto s humedales FS no incluye la poda rutinaria y disposición del material podado. La remoción de contaminantes por parte de la vegetación e s un mecanismo relativamente insignificante de manera que el corte y la remoción rutinaria de l a vegetación no proporciona un benefici o significativo en cuanto al tratamiento. La remoción de detritos acumulados no es necesaria, y en climas muy fríos sirve d e aislamiento térmico para prevenir la congelación del lecho del humedal. El mantenimiento de la vegetación también pued e incluir el manejo de la vida silvestre dependiendo del tipo de vegetación

11 seleccionada para el sistema y la posición del agua. Se ha reportado que animales tales como las nutrias y el ratón almizclero pueden consumir toda la vegetación en un humedal construido. Estos animales no deberían ser atraídos a los humedales FS en la medida que s e mantenga el nivel correcto del agua. Se requiere un monitoreo rutinario de la calida d del agua en todos los humedales FS que tengan permisos de descarga del NPDES, y en este permiso se especifican los contaminantes y la frecuencia de monitoreo. El muestreo para lo s TABLA 3 CARACTERÍSTICAS TÍPICAS DEL MEDIO D E HUMEDALES DE FLUJO SUBSUPERFICIA L Tipo de medio Tamaño efectiv o Dio (mm)* Porosidad, n (%) Conductividad hidráulica, ks (pie3/piel/d)* Arena gruesa 2 28 a a 3,00 0 Arena con grava 8 30 a 35 1,600 a 16,000 Grava fina a 38 3,000 a 32,000 Grava mediana a 40 32,000 a 160,00 0 Roca triturada a x1 04a 82 x 104 * mm x = pulgada s ** pie 3lpie 2 /d x = m 3/m2/d, o, x 7.48 = galones/piel/ d Fuente : Reed et al., TABLA 4 RESUMEN DEL DESEMPEÑO DE 14 SISTEMA S DE HUMEDALES DE FLUJO SUBSUPERFICIAL * Constituyente Promedio en el afluente (mg/l) Promedio en el afluent e (mg/l ) DBO 5 28** (5 a 51)*** 8** (1 a 15)*** SST 60 (23 a 118) 10 (3 a 23 ) Nitrógeno como NTK 15 (5 a 22) 9 (2 a 18 ) Nitrógeno como NH3/NH4 5 (1 a 10) 5 (2 a 10 ) Nitrógeno como NO3 9 (1 a 18) 3 ( ) Nitrógeno total 20 (9 a 48) 9 (7 a 12 ) Fósforo total 4 (2 a 6) 2 (0.2 a 3 ) Coliformes fecales (#/100 ml) 270,000 (1,200 a 1,380,000) 57,000 (10 a 330,000) * Valor promedio de retención de 3 días (rango de 1 a 5 días).

12 ** Valor promedio. *** Rango de valores. Fuente : U.S. EPA, permisos de NPDES está limitado normalment e al agua residual no tratada y al efluente final del sistema. Dado que el componente de humedales normalmente está precedido por alguna form a de pretratamiento, el programa de monitoreo de l NPDES no documenta las características del afluente a los humedales. Se recomienda que en todos los sistemas, excepto los de meno r tamaño, se recolecten y analicen en form a periódica, muestras del afluente con fines operacionales además de las requeridas por el permiso NPDES. Esto permitirá que el operador tenga un mejor entendimiento de l desempeño del humedal y le proporcione la bas e para hacer ajustes de ser necesarios. COSTOS Los principales elementos que se incluyen en los costos de inversión de los humedales FS son similares a muchos de los requeridos para lo s sistemas de lagunas. Estos incluyen el costo de l terreno, la evaluación del sitio, la limpieza de l sitio, la movilización de suelos, e l recubrimiento, el medio de grava, las plantas, las estructuras de entrada y descarga. las cercas, tuberías misceláneas, la ingeniería, los costo s legales, las contingencias, y los gastos fijos y ganancia del contratista. El medio de grava y e l recubrimiento pueden ser los elementos más costosos de esta lista. En los estados del Golfo de México en donde los suelos arcillosos a menudo eliminan la necesidad del recubrimiento, el costo de traer la grava pued e representar el 50 por ciento del costo de construcción. En otras localidades en donde l a grava está disponible localmente pero s e requiere una membrana de recubrimiento, el costo de esta puede ser cerca del 40 por cuento del costo de construcción. En muchos casos la compactación en el sitio de los suelos naturale s proporciona una barrera suficiente para preveni r la contaminación del agua freática. La Tabla 5 presenta los costos para construcción de u n humedal FS hipotético de 378,500 1/d (100,00 0 galones/d) para lograr una concentración de 2 mg/l de amoníaco en el efluente. Otro s supuestos de cálculo son los siguientes : NH 3 afluente = 25 mg/l, temperatura del agua 20 C (68 F), profundidad del medio = 0.6 m (2 pies), porosidad = 0.4, área de tratamiento = 1.3 hectáreas (3.2 acres), costo del terreno =$12, 355/hectárea ($5, 000/acre). La Tabla 6 presenta una comparación del cost o del ciclo de vida útil de este humedal con e l costo de sistemas convencionales de tratamiento diseñados para el mismo caudal y calidad de efluente. El proceso convencional es un reacto r secuencial por tandas (SBR).

13 TABLA 5 COSTOS DE INVERSIÓN Y DE O/M PARA UN HUMEDAL DE FLUJ O SUBSUPERFICIAL CON UNA CAPACIDAD DE 100,000 GALONES POR DÍ A Costo, $* Elemento Recubrimiento de suelo natural Recubrimiento de membrana plástica Costo del terreno $16,000 $16,00 0 Evaluación del sito 3,600 3,600 Limpieza del sitio 6,600 6,600 Movimiento de tierra 33,000 33,000 Recubrimiento 0 66,000 Medio de grava** 142, ,10 0 Plantas 5,000 5,00 0 Sembrado 6,600 6,600 Estructuras de entrada y descarga 16, Subtotal $229,500 $295,50 0 Costos de ingeniería, legales, etc. $ $171,20 0 Costo total de inversión $362,500 $466,70 0 Costos de O/M, $/año $6,000/año $6,000/año * Costos de junio de 1999, índice ENR de construcción = ** 12,000 yardas cúbicas de grava de 0.75 pulgada s TABLA 6 COMPARACIÓN DE COSTOS DE UN HUMEDAL DE FLUJO SUBSUPERFICIA L Y UN SISTEMA CONVENCIONAL DE TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUA L Proceso Elemento de costo Humedal SB R Costo de inversión $466,700 $1,104,500 Costo de O/M $6,000/año $106,600/año Costo total a valor presente* $530,300 $2,233,40 0 Costo par 1000 galones de agu a tratada** $0.73 $3,0 6

14 * El factor de valor presente es de con base en un periodo de 20 años y 7 por ciento de interés (costos de junio d e 1999 con un índice ENR de construcción = 6039). ** El caudal diario para 365 días por año por 20 años, dividido por 1000 galones. Fuente : WEF, REFERENCIAS Second Edition, McGraw Hill Co_, New York, New York. Otros folletos informativos relacionados : Humedales de Flujo Libre Superficia l EPA 832-F Septiembre del 2000 Otros folletos informativos de la EPA se pueden obtener en la siguiente dirección de Internet : epa. gov/owmitnet/mtbfact.htm 1. Crites, R.W., G. Tchobanoglous (1998 ) Small and Decentralized Wastewater Management Systems, McGraw Hill Co.. New York, New York. Kadlec, R.H., R. Knigh t (1996)Treatment Wetlands, Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. U.S. EPA (1999) Free Water Surfac e Wetlands for Wastewater Treatment: A TechnologvAssessment. US EPA, OWM, Washington, DC. (in press.) 5. U.S. EPA (2000) Design Manua l Constructed Wetlands for Municipal Wastewater Treatment, US EPA CERI, Cincinnati, Ohio (in press.) 6. US. EPA (1993) Subsuiface Flow Constructed Wetlands for Wastewater Treatment A Technology Assessment, EPA 832-R , US EPA OWM, Washington, DC. 7 Water Environment Federation (2000 ) Natural Systems for Wastewate r Treatment, MOP FD-16, WEF, Alexandria, Virginia (in press.) 3. Reed, S.C., R.W. Crites, E.J. Middlebrooks (1995) Natural Systems for Waste Management and Treatment INFORMACION ADICIONAL Southwest Wetlands Grou p Mr Michael Ogden 901 W. San Mateo, Suite M, Santa Fe, NM City of Mandevill e Mr Joe Mistich, Public Works Directo r 3101 E. Causway Approach Mandeville, LA

15 TVA Mr James Watson 311 Broad Street. HB C C Chattanooga, TN EMC Group, Inc. Mr Charles King PO Box Jackson, MS Village of Minoa WWT P Mr Steve Giarrusso 213 Osborne Stree t Minoa, NY La mención de marcas registradas o productos comerciales no significa la aprobación n i recomendación por parte de la Agencia d e Protección Ambiental de Estados Unidos. Para más información contáctese con : Municipal Technology Branch U.S. EPA Mail Codee Pennsylvania Avenue, NW Washington, D.C., IMTB FueM'cs fi ta,l,ln :! ~Y.u~rt oqea*d I 'r{ sc4.'yn+ ati MUNICIPAL TEGNNOtOGY BR ANTH

16 United States Environmentai Protection Agency Office of Wate r Washington, D.C. EPA 832-F Septiembre de $EPA Folleto informativo d e tecnología de aguas residuales Humedales deflujolibre superficial DESCRIPCIÓN Se definen como humedales artificiales de fluj o libre superficial (FLS, free water swfac e wetlands) aquellos sistemas en los cuales e l agua está expuesta a la atmósfera. La mayoría de los humedales naturales son sistemas FL S entre los que se incluyen a los fangales (principalmente con vegetación de musgos), zonas pantanosas (principalmente de vegetación arbórea), y las praderas inundadas (principal - mente con vegetación herbácea y macrófita s emergentes). La observación de la mejora en la calidad del agua en humedales naturales llevó al desarrollo de humedales artificiales para tratar de reproducir en ecosistemas construidos lo s beneficios de calidad del agua y hábitat. La mayoría de los humedales artificiales FLS son praderas inundadas, pero se tienen también algunos ejemplos de fangales y zonas pantanosas. En los humedales FLS el agu a fluye sobre la superficie del suelo con vegetación desde un punto de entrada hasta e l punto de descarga. En algunos casos, el agua se pierde completamente por evapotranspiración y percolación en el humedal. Un diagrama de un humedal FLS se presenta en la Figura 1. Existen pocos ejemplos del uso de humedale s naturales para tratamiento de aguas residuale s en los Estados Unidos. Dado que toda descarga a humedales naturales debe cumplir con los requisitos del permiso de descarga del Sistem a Nacional de Eliminación de Descarga d e Contaminantes (National Pollutant Discharg e Elimination Svstem, NPDES), estos humedales se usan normalmente para tratamiento avanzad o o refinamiento terciario. Las metas de diseño d e ENTRADA DE TUBERÍA VEGETACIÓ N MULIIPLE MEMBRANA DE CAPA DE SUELO RECUBRIMIENTO0 PARA LA ZONA SUELO IMPERMEABLE DE RAÍCES SUPERRCIE DEL AGUA Fuente : Adaptado de un dibujo de S.C. Reed, P \ FIGURA 1 HUMEDAL DE FLUJ O LIBRE SUPERFICIA L TUBERÍ A MB.JLTIPL E DE DESCARGA los humedales construidos van desde un uso dedicado exclusivamente a las funciones básica s de tratamiento hasta sistemas que proporcionan tratamiento avanzado y/o en combinación con mejoras del hábitat de la vida silvestre y oportunidades para la recreación pública. E l tamaño de los sistemas de humedales FLS va d e pequeñas unidades para tratamiento en el siti o de efluentes de tanques sépticos hasta grande s unidades de más de 16,888 hectáreas (40,00 0 acres). En la actualidad un extenso sistema e s utilizado para tratar el fósforo en escorrentí a pluvial agrícola en Florida. Los humedales en operación en los Estados Unidos diseñados par a

17 el tratamiento de aguas residuales tienen u n rango de menos de 3,785 litros por día (1,00 0 galoriés por día) hasta más de 75,708 ms/d (2 0 millones de galones por día). Los humedales artificiales FLS consisten normalmente de una o más cuencas o canales de poca profundidad que tienen un recubrimient o de fondo para prevenir la percolación al agu a freática susceptible a contaminación, y una capa sumergida de suelo para las raíces de l a vegetación macrófita emergente seleccionada. Cada sistema tiene estructuras adecuadas d e entrada y descarga para asegurar un a distribución uniforme del agua residual aplicad a y su recolección. La vegetación emergente más comúnmente utilizada en humedales FSL incluye las espadañas y aneas (Tvpha spp.), lo s juncos (Scirpus spp.) y los carrizos (Phragmite s spp.). En sistemas diseñados principalment e para tratamiento, es común que sólo s e seleccionen una o dos especies para la siembra. La cubierta vegetal producida por la vegetació n emergente da sombra a la superficie del agua, previene el crecimiento y persistencia del agua y reduce la turbulencia inducida por el viento en el agua que fluye por el sistema. Quizás aún más importante son las porciones sumergidas d e las plantas vivas, los ramales erguidos de las plantas muertas, y los detritos acumulados del crecimiento vegetal previo. Estas superficies sumergidas proporcionan el sustrato físico par a el crecimiento de organismos perifitico s adheridos que son responsables por la mayorí a del tratamiento biológico en el sistema. La profundidad del agua en las porciones con vegetación de estos sistemas va desde unas pocas pulgadas hasta más de dos pies. El afluente a estos humedales se distribuy e sobre un área extensa de agua somera y vegetación emergente. La lenta velocidad qu e se produce y el flujo esencialmente laminar proporcionan una remoción muy efectiva del material particulado en la sección inicial de l sistema. Este material particulado, caracterizado como sólidos suspendidos totales (SST), contiene componentes con una demand a bioquímica de oxígeno (DBO), distinto s arreglos de nitrógeno total y fósforo total, y trazas de metales y compuestos orgánicos má s complejos. La oxidación o reducción de esas partículas libera formas solubles de DBO, nitrógeno total y fósforo total al medio ambiente del humedal en donde están disponibles para l a absorción por el suelo y la remoción por parte de las poblaciones microbianas y vegetale s activas a lo largo del humedal. El oxígeno está disponible en la superficie del agua, en microzonas de la superficie de plantas vivas v en superficies de raíces y rizomas, lo cual permite que se produzca actividad aeróbica en e l humedal. Se puede asumir, sin embargo, que l a mayor parte del líquido en el humedal FLS e s anóxico o anaeróbico. Esta falta general de oxígeno limita la remoción biológica po r nitrificación del amoníaco (NH3/NH4 - N), per o los humedales FLS sí son efectivos en cuanto a la remoción de DBO, SST, metales y alguno s contaminantes orgánicos prioritarios dado que su tratamiento puede ocurrir bajo condicione s aeróbicas y anóxicas. Si la remoción de nitrógeno y/o la mejora de hábitat de vida silvestre son un objetivo del proyecto, debe considerarse el alternar zonas someras con vegetación emergente con zona s más profundas (más de 1.83 m o dos pies) que contengan vegetación sumergida seleccionada. Las zonas de mayor profundidad proporcionan una superficie de agua expuesta a la atmósfera para la reaireación, y la vegetación sumergida proporciona oxígeno para la nitrificación. Las zonas más profundas también atraen y retienen una gran variedad de vida silvestre, en particula r patos y otras aves acuáticas. Este concepto, utilizado en Arcata. California, y en Minot, North Dakota, puede proporcionar un tratamiento excelente durante todo el año en climas cálidos, y en forma estacional en clima s más fríos en los cuales se presentan baja s temperaturas y formación de hielo. El tiempo hidráulico de retención (HRT) en cada una d e estas zonas de superficie del agua expuesta debe

18 limitarse a aproximadamente tres días par a prevenir la re-emergencia de las algas. Estos sistemas siempre deben iniciarse y terminar co n zonas someras de vegetación emergente par a asegurar la retención y el tratamiento d e material particulado y para minimizar l a toxicidad a la vida silvestre en las zonas de agu a expuestas. El' uso de humedales construidos FLS ha aumentado significativamente desd e finales de la década de Estos sistemas s e encuentran distribuidos extensamente en lo s Estados Unidos y se encuentran en cerca de 3 2 estados. Modificaciones comune s En los Estados Unidos es rutinario e l proporcionar algún tipo de tratamiento preliminar antes del humedal FLS. El nivel mínimo aceptable es el equivalente a l tratamiento primario, el cual puede lograrse co n tanques sépticos, tanques Imhoff para sistemas de tamaño pequeño, o con lagunas profunda s con un tiempo corto de retención. Cerca del 45 por ciento de los sistemas de humedales FLS en operación usan lagunas facultativas como tratamiento preliminar, pero los humedales ha n sido también utilizados como continuación d e otros sistemas de tratamiento. Por ejempl o algunos de los sistemas FLS de mayor tamaño, ubicados en Florida y Nevada, fueron diseñado s para el pulimiento de efluente terciari o producido por plantas de tratamiento terciari o avanzado. Sistemas de humedales FLS de retenció n completa del agua, sin descarga han sido usados en zonas áridas de los Estados Unidos en dond e el agua se pierde completamente por l a combinación de la percolación y l a evapotranspiración. En estos sistemas se debe prestar atención a la acumulación a largo plaz o de sales y otras substancias que pueden convertirse en tóxicas para la vida silvestre o las plantas en el sistema. Mientras que e s imposible excluir la vida silvestre de lo s humedales FLS, es prudente el minimizar s u presencia hasta cuando la calidad del agua se a cercana al nivel de tratamiento secundario. Esto puede lograrse limitando las zonas de agu a expuesta en el trayecto final del sistema y usando masas densas de vegetación emergente en la porción inicial del humedal. E l seleccionar vegetación con poco valo r alimenticio para los animales o las aves también puede ser útil. En los climas más fríos, o en donde no se cuenta con áreas extensas, s e pueden diseñar sistemas de humedales de menor tamaño para la remoción de DBO/SST. La remoción de nitrógeno pueden lograrse con u n proceso separado. Sistemas de humedales en Kentucky y Louisiana han integrado con éxito filtros percoladores de grava para la nitrificación del amoniaco en el agua residual. Humedale s FLS de operación estacional también han sid o utilizados en climas muy fríos en los cuales el agua residual es retenida en una laguna durant e los meses de invierno para su descarga a l humedal a un caudal controlado durante lo s meses más cálidos del verano. APLICABILIDA D Los humedales FLS requieren un área relativamente extensa, especialmente si s e requiere la remoción del nitrógeno o el fósforo. El tratamiento es efectivo y requiere muy poc o en cuanto a equipos mecánicos, electricidad o l a atención de operadores adiestrados. Los sistemas de humedales pueden ser los má s favorables desde el punto de vista económic o cuando el terreno está disponible a un cost o razonable. Los requerimientos de terreno y los costos tienden a favorecer la aplicación de l a tecnología de humedales FLS en áreas rurales.

19 temperatura del agua en humedales con HRT más cortos pueden ser encontrados en la s referencias publicadas que se mencionaro n anteriormente. Debido a que las plantas vivas y los detrito s representan una resistencia significativa al fluj o por la fricción a lo largo del humedal, se debe n considerar los aspectos hidráulicos en el diseñ o del sistema. La ecuación de Manning e s aceptada en general como el modelo del flujo de agua en los humedales FLS. La información descriptiva al respecto puede consultarse en las referencias citadas anteriormente. La resistencia al flujo impacta la configuración seleccionad a para las celdas del humedal : entre más larga sea la trayectoria de flujo. más grande será la resistencia. Para evitar problemas de tip o hidráulico, se recomienda un cociente máxim o entre longitud y el ancho de 4 a 1. DESEMPEÑ O Un humedal FLS con una carga moderada puede lograr los niveles de efluente "naturales " que se presentan en la Tabla 2. En general, lo s humedales artificiales FLS se diseñan para producir una calidad dada de efluente. La Tabla 1 puede utilizarse para calcular en forma preliminar el tamaño requerido del humeda l para producir una calidad de efluente deseada. Los modelos de diseño en las publicacione s referenciadas proporcionan una estimación más precisa del área de tratamiento requerida. La Tabla 3 resume el desempeño real de 2 7 sistemas de humedales FLS incluidos en un a Evaluación de Tecnología recientement e publicada (U.S. EPA, 2000). TABLA 3 RESUMEN DEL DESEMPEÑ O DE 27 SISTEMAS DE HUMEDALES FLS Constituyente Promedio e n el afluent e (mg/l) Promedio e n el efluente (mg/l ) DBO SST Nitrógeno como NTK Nitrógeno como NH3/NH4 9 7 Nitrógeno como NO3 3 1 Nitrógeno total 12 4 Fósforo total 4 2 Fósforo disuelto 3 2 Coliformes fecale s (#/100 ml) Fuente : U.S. EPA, ,000 1,320

20 En teoría el desempeño de un sistema de humedales puede estar influenciado por factore s hidrológicos. Tasas elevadas de evapotranspiración (ET) pueden aumentar las concentraciones en el efluente pero tambié n aumentar el HRT del humedal. Tasas altas de precipitación pluvial pueden diluir la concentración de contaminantes pero tambié n reducir el HRT del humedal. En la mayoría de las zonas templadas con un clima moderad o estos efectos no son críticos para el desempeñ o adecuado. Estos aspectos hidráulicos sól o deben ser considerados para valores extremos de ET y precipitación. OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO Los requisitos de operación y mantenimient o (O/M) rutinarios de los humedales FLS son similares a los de las lagunas facultativas. Esto s incluyen el control hidráulico y de profundida d del agua, la limpieza de las estructuras d e entrada y descarga, el corte de la hierba en bermas, la inspección de la integridad de las mismas, el manejo de la vegetación del humedal, el control de mosquitos y vectores de enfermedades (de ser necesario), y el monitore o rutinario. La profundidad del agua en el humedal puede requerir ajuste periódico según sea la estación o en respuesta al aumento a largo plazo de l a resistencia por la acumulación de detritos en e l canal del humedal. Los mosquitos pueden requerir control dependiendo de las condicione s y requisitos locales. Las poblaciones de mosquitos en el humedal de tratamiento no deb e exceder el de los humedales naturales cercanos. El manejo de la vegetación en estos humedale s FLS no incluye el corte rutinario y la disposición del material podado. La remoción de contaminantes por parte de la vegetación es un mecanismo relativamente insignificante d e manera que el corte y la remoción rutinaria n o proporciona un beneficio significativo en cuant o al tratamiento. La remoción de detrito s acumulados puede ser necesaria si se presentan restricciones severas del flujo. En general, esto no ocurre si los canales del humedal han sido construidos con un cociente alto entre la longitud y el ancho (mayor de 10 a 1). El manejo de la vegetación puede incluir tambié n el control de la vida silvestre, dependiendo del tipo de vegetación seleccionada para el sistema. Se sabe de casos en los cuales animales tale s como las nutrias y el ratón almizclero (muskrat) han consumido toda la vegetación emergente d e humedales artificiales FLS. Se requiere un monitoreo rutinario de la calidad del agua en todos los humedales FLS que tengan permisos de descarga del NPDES, en los cuale s se especifican los contaminantes y la frecuenci a de monitoreo. El muestreo para los permisos de NPDES normalmente está limitado a agua residual no tratada y al efluente final del sistema. Dado que el componente de humedale s normalmente está precedido por alguna form a de pretratamiento, el programa de monitoreo de l NPDES no documenta las características de l afluente a los humedales. Se deben recolectar y analizar periódicamente muestras del afluent e en todos los sistemas, excepto los de meno r tamaño, para proporcionar al operador un mejo r entendimiento del desempeño del humedal y una base para hacer ajustes de ser necesarios. COSTO S Los principales elementos que se incluyen en los costos de inversión de los humedales FL S son similares a los de sistemas de lagunas, incluyendo el costo del terreno, la evaluación del sitio, la limpieza del mismo, la movilización de suelos, el recubrimiento, el medio de

21 sembrado, las plantas, las estructuras de entrad a y descarga, las cercas, tuberías misceláneas, la ingeniería, los costos legales, las contingencias, y los gastos fijos y ganancia del contratista. E l recubrimiento pueden ser el elemento más costoso. Por ejemplo, una membrana lineal s e podría acercar a un cuarenta porciento de lo s costos de construcción. En muchos casos la compactación de suelos nativos "in-situ " proveen una barrera suficiente para la contaminación subterránea. TABLA 4 COSTOS DE INVERSIÓN Y DE OIM PARA UN HUMEDAL FL S CON UNA CAPACIDAD DE 100,000 GALONES POR DÍA Elemento Costo de l terreno Evaluació n del sitio Limpieza del sitio Movimiento de tierra Recubrimiento Suelo para siembra Costo, $ * Recubrimiento de suelo natural Recubrimiento de membran a plástica $16,000 $16,000 3,600 3,60 0 6,600 6, ,000 33, , ,600 10,60 0 Plantas 5,000 5,00 0 Sembrado 6,600 6,60 0 Estructura s de entrad a y descarga 16,600 16,60 0 Subtotal $98,000 $164,000 Costos d e ingeniería, legales, etc. $53,800 $95,100 Costo total de inversión Costos d e O/M, $laño $154,800 $259,100 $6,000 $6,000 La Tabla 4 presenta los costos para construcció n de un humedal FLS hipotético de L/d (100,000 galones/d) para lograr un a concentración de 2 mg/l de amoníaco en e l efluente. Otros supuestos de cálculo son los siguientes : NH3 afluente = 25 mg/l; temperatur a del agua 20 C (68 F) ; profundidad del agua = 0.46 m (1.5 pies) ; porosidad = 0.75; área d e tratamiento = 1.3 hectáreas (3.2 acres); y costo del terreno =$12,355/ hectárea ($5,000/acre). TABLA 5 COMPARACIÓN DE COSTO S DE UN HUMEDAL FLS Y UN SISTEM A CONVENCIONAL DE TRATAMIENTO D E AGUA RESIDUAL Proceso Elemento de Humedal SB R cost o Costo de inversión ($ ) Costo de O/M ($) Costo total a valor presente* ($ ) Costo por 1000 galones de agu a tratada** ($ ) 259,000 6,000/año 322, ,104, ,600/añ o 2,233,400 3,06 * El factor de valor de valor presente es de co n base en un periodo de 20 años y 7 por ciento de interés. ** El caudal diario para 365 días por año por 20 años, dividido por 1000 galones. Fuente : Water Environment Federation, La Tabla 5 presenta una comparación de costo s del ciclo de vida útil de este humedal con el d e un sistema convencional de tratamiento d e reactor secuencial por tandas (sequencing batch

22 reactor, SBR) diseñados para el mismo caudal y calidad de efluente. REFERENCIA S Otros folletos informativos relacionado s Humedales de Flujo Subsuperficial EPA 832-F Septiembre del Otros folletos informativos de la EPA se puede n obtener en la siguiente dirección de Internet : http: //www. epa. gov/owmitnet/mtbfact.htm 1. Crites, R.W. and G. Tchobanoglous, 1998, Small and Decentralized Wastewater Management Svstems, McGraw Hill Co., New York, NY. 2. Kadlec, R.H. and R. Knight, 1996, Treatment Wetlands, Lewis Publishers, Boca Raton, FL. 3. Reed. S.C. ; R.W. Crites; and E.J. Middlebrooks, 1995, Natural Systems for Waste Management and Treatment Second Edition, McGraw Hill Co, Ne w York, NY. 4. U.S. EPA, 2000, Free Water Surface Wetlands for Wastewater Treatment : A Technology Assessment, U.S. EPA, OWM, Washington, D.C. 5. U.S. EPA, 2000, Design Manua l Constructed Wetlands for Municipa l Wastewater Treatment, U.S. EPA, CERI, Cincinnati, OH. 6. Water Environment Federation, 2000, Natural Svstems for Wastewater Treatment, MOP FD-16, WEF, Alexandria, VA. INFORMACION ADICIONA L Billmayer Engineerin g J.J. Billmayer 191 Third Avenue Eas t Kalispell, MT City of Ouray Carl Cockle P.O. Box 468 Ouray, CO Joseph Ernest Associate Enginee r P.O. Box Freemont, CA Humbolt State University Dept. of Environmental Resource Engineering Dr. Robert Gearhear t Arcata, CA Mississippi Gulf Coast Regional Wastewate r Authority William Rackley 3103 Frederick Street Pascagoula, MS La mención de marcas registradas o producto s comerciales no significa la aprobación n i recomendación por parte de la Agencia d e Protección Ambiental de Estados Unidos. Para más información contáctese con : Municipal Technology Branc h U.S. EPA Mail Code Pennsylvania Avenue, NW Washington, D.C., 20460

23 DESAGÜES I MINAS

24 Tratamiento de drenaje de ácidos de minasenhumedales construidos Trabajo elaborado por : Ing. Priscila Gamonal Pajares

25 Tratamiento de drenajede ácidosdeminas enhumedalesconstruidos RESEÑ A Varios estudios referentes a humedales construidos para el tratamiento de drenajes ácidos de mina demuestra n resultados satisfactorios en la reducción de la cantidad de metales pesados y acidez. Los procesos aeróbicos y anaeróbicos apuntan a quitar este agente contaminador pero principalmente los procesos anaerobios tales com o reducción bacteriana del sulfato muestran un mejor funcionamiento. La presencia de plantas, microorganismos y sustancias orgánicas es esencial para alcanzar un tratamiento acertado. Las plantas sirven como hábitat para poblaciones microbianas que actúan en el proceso de remoción y las sustancias orgánicas proporcionan una fuent e de carbón para plantas y microorganismos, de tal modo realzan el proceso de remoción también. Los mecanismos complejos implicados en el tratamiento de drenajes ácidos de la mina todavía no se explican e n toda su magnitud. La carencia de un diseño claro hace difícil la aplicación de humedales construidos en el campo d e la industria de explotación minera. Por lo tanto, otras investigaciones serán, de hecho, muy útiles para la aplicació n posterior de esta tecnología en el mejoramiento de aguas contaminadas por drenaje ácido de la mina.

26 Tratamiento de drenaje de ácidos de minasen humedales construidos 1. INTRODUCCIÓ N La industria de explotación minera es una de las actividades más problemáticas en todo el mundo. La extracción minera y su proceso son fuente de muchos contaminantes que están dispuestos en el ambiente, de ahí l a contaminación del agua, el suelo y el aire. La exposición de los minerales sulfurosos al aire, agua, proceso s microbianos y oxidación produce drenaje ácido de mina, caracterizado por su alta acidez y alta cantidad de metale s pesados disueltos. Cuando esta agua contaminada alcanza los cuerpos del agua, las alteraciones del ecosistema d e hecho ocurrirán. La flora y la fauna pueden ser afectadas y los recursos hídricos pueden tornarse dañinos para e l consumo humano o los propósitos agrícolas e industriales. También la infiltración del drenaje ácido de la mina pued e contaminar suelos y el agua subterránea. Los humedales construidos se han considerado como una de las posibles soluciones a largo plazo del drenaje ácid o de la mina. Varias investigaciones han revelado los resultados positivos con respecto al uso de humedale s artificiales para tratar las aguas contaminadas por actividades mineras. Esta tecnología permite optimizar los mismos procesos que se encuentran en humedales naturales : filtración, sedimentación, inmovilización física y química, y descomposición química y biológica. Además, los humedale s construidos proporcionan a un método efectivo y de bajo costo para remqver agentes contaminadores del drenaj e ácido de la mina. Aunque en algunos casos el tratamiento en humedales construidos no puede alcanzar el estándar de efluentes, centenares de estos sistemas son ahora usados para disminuir concentraciones de contaminantes de minas activas, reclamadas y abandonadas antes de que el agua sea liberada Objetivo El objetivo del presente estudio es proporcionar información sobre el funcionamiento de humedales construidos en e l tratamiento de drenaje ácido de mina, explicando el mecanismo utilizado en el proceso de remoción e identificand o las principales ventajas y limitaciones de esta tecnología.

27 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos II. DRENAJE de ÁCIDO DE LA MINA (DAM ) Qué es DAM? Drenaje ácido de mina es el agua contaminada originada de la explotación minera, ya sea superficial o profunda, típicamente de alta acidez, rica en sulfato y con niveles elevados de metales pesados, principalmente hierro, manganeso y aluminio. Debido a la alta cantidad de hierro oxidado, el drenaje ácido de la mina es a menudo rojiz o coloreado. Las concentraciones medidas del drenaje de la mina de carbón se extienden a partir del 50 a 300 mgfell, 20 a 3 0 mgmn/l, 20 a 2000 mg SO42-/L, y 3,0 a 5,5 unidades estándares del ph Cómo se forma el DAM? El drenaje ácido de la mina ocurre cuando los minerales del sulfuro se ponen en contacto con el oxígeno y el agua, condiciones favorables para su oxidación química o a la oxidación rápida por bacterias tales como Thiobacillu s ferrooxidans. Algunos autotrophs de hierros oxidados tales como Leptospiríllum ferroxidans, Thiobacillus thiooxidans y Sulfolobolus brierleyii se pueden asociar también a la oxidación mineral biológica. La alta acidez de DAM es causada a menudo por la oxidación de la pirita, la forma cristalina del sulfuro del hierr o (FeS2). Como resultado de esa oxidación, el ácido sulfúrico se genera dando condiciones ácidas a los afluentes d e la mina. La pirita es comúnmente asociada tanto con las situaciones de minas de carbón como las minas de metal, "pero el drenaje ácido de minas de metal presenta un problema más severo que la mayoría de drenajes de mina d e carbón porque los agentes prioritarios de contaminación tal como AS, Cd, Pb, Hg, Cu y Zn pueden estar presente s en peligrosas concentraciones" (Wildeman y Laudon, 1989).

28 Tratamiento de drenajede ácidos deminas en humedales construidos Forma Natural de la Pirita 2.3. Cómo se oxida la pirita se oxida? La pirita, el mineral más común de sulfuro, se puede oxidar por mecanismos directos. Estos mecanismos han sido explicados por Silver (1989), y son ilustrados por la serie siguiente de ecuaciones : 4FeS2 (s) + 4H = > 4 FeSO4 + 4H 2SO 4 (1 ) 4FeSO H2 SO 4 = > 2Fe 2(SO 4) 3 + 2H 20 (2 ) 4FeS H 20 = > 2Fe2 (SO 4 ) 3 +2H (3 ) La ecuación (1) muestra la oxidación directa de la pirita con formación de sulfato ferroso, que es entonces oxidado a sulfato férrico, en la ecuación (2) los "microorganismos pueden catalizar significativamente el índice de oxidación d e la pirita especialmente cuando median la oxidación de FE (III) a FE (III)" (Wildeman y Laudon, 1989). El ion férrico formado puede entonces oxidar rápidamente el mineral según la ecuación (4) : 2FeS2 + 2Fe2(SO4)3 = > 6FeSO 4 + 4S (4) 0 puede ser hidrolizado produciendo el hidróxido férrico como precipitado : Fe+3 + 3H 20 = > Fe(OH)3 (s) +ion ferroso de 3W (5 ) El ión ferroso (ecuación 4) puede entonces ser oxidado biológicamente al ion férrico, y del sulfuro elemental al ácid o sulfúrico.

29 Tratamiento de drena'e de ácidos de minas en humedales construidos III. TECNOLOGÍA DEL TRATAMIENTO : CONSTRUIR HUMEDALE S 3.1.Descripción de la tecnologí a El término "humedales construidos" se refiere a un área diseñada y construida para contener la planta de humedale s a través de la cual, las aguas residuales pasan para ser tratadas. El propósito de los humedales construidos para tratamiento es permitir que ocurra la reacción química y biológic a natural en el sistema de tratamiento, y no en el cuerpo de recepción de agua. Las plantas y los microorganismo s desempeñan un papel importante. Las plantas proporcionan un área superficial para microbios y para transportar e l oxígeno produciendo una zona de oxidación en la rhizosphere donde adicionalmente existen poblacione s microbianas. Este complejo de vegetación y microbios tiene una alta eficiencia en modificar nutrientes, metales y otros compuestos. Esta tecnología se está volviendo atractiva para tratamiento de drenaje de mina puesto que él ofrece mayore s ventajas sobre el sistema de tratamiento convencional (como método de tratamiento químico). El uso de químicos y energía están virtualmente eliminados. Sin embargo después del tratamiento, el agua puede requerir un tratamient o químico adicional, de tal modo que se ahorra dinero. Debido a sus características cómodas, los humedales construidos están siendo utilizados en muchos paíse s alrededor del mundo mejorando la calidad del agua del drenaje ácido de mina. Los humedales construidos ofrece n varias ventajas Hammer (1989), porque son : Relativamente económicos para construir y opera r Fáciles de mantener Eficaces y confiables para el tratamiento de aguas residuales Relativamente tolerantes a los cambios en las tarifas de cargamento hidráulicas y biológic a Puede proporcionar beneficios ecológicos, Reconocidos como una buena alternativa de tratamiento por muchos reguladores y grupos ambientales. Sin embargo, algunas desventajas de los humedales construidos incluyen :

30 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construido s Requisitos de área a ser usada relativamente grande s Criterios de diseño y operación actual impreciso s Complejidad biológica e hidrológic a Diferencias en funcionamiento con el cambio de las estacione s Posibles problemas con olor y mosquito s 3.2. Los tipos de humedales construido s Hay dos tipos básicos de humedales construidos clasificados por régimen hidrológico. Los sistemas de agua s superficiales y los sistemas de aguas subterráneas. Ambos tipos son excavaciones bajas, alineadas para preveni r la infiltración y llenadas de grava o de la piedra. La grava o la piedra soporta las raíces de la planta y proporcion a superficies en las cuales los microorganismos crecen. Las plantas y los microbios están implicados en el proceso de l tratamiento de aguas residuales. Muchos humedales construidos consisten en dos o tres células en series. La s plantas que son usadas en el humedal varían de entrada a salida con las plantas cercanas a la entrada que so n arraigadas y capaz de manejar grandes cantidades de aguas residuales ; plantas arraigadas más profundas está n situadas cerca del extremo del enchufe. Varias encuestas indican que tanto los humedales superficiales y como los subterráneos se pueden utilizar co n eficacia en el tratamiento de DAM. La mayoría de sistemas de lámina de cama utilizados para tratamiento aeróbico de DAM son operados baj o condiciones de flujo superficial, mientras que el flujo subterráneo es recomendado para régimen anaeróbico par a promover el proceso de reducción de sulfato Sistemas de humedales superficiales para flujo libre de agu a Este sistema consiste en canales donde el nivel del agua está sobre la superficie de la tierra y la vegetación s e arraiga y emerge hacia la superficie. Las bajas velocidades y la presencia de plantas proporciona las condicione s propicias para la sedimentación y la filtración. Biofilms en superficies de la planta transforman a los agente s contaminadores en formas inofensivas.

31 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos La mayoría de los humedales de libre agua superficial son charcas bajas con una profundidad de agua de 10 a 5 0 centímetros. El cuadro 2 ilustra conceptos básicos de humedales superficiales construidos. Witthar (1993) indica que un mayor éxito ha sido obtenido con humedales superficiales en tratamiento de drenaje d e ácidos de mina debido al bajo mantenimiento requerido para su funcionamiento. Pond - Marsh Section s / Rooting Líner Medía Figura 2. Sistema de aguas superficiale s Humedales subterráneos para el tratamiento de flujos Este sistema consiste en canales donde las aguas residuales se infiltran por un medio poroso, tal como rocas, grava o arena gruesa que utilizan el sistema de raíces de vegetación. Las plantas de humedales fueron desarrollada s para contribuir al retiro y transformación de la contaminación proporcionando áreas superficiales activa s biológicamente, a través de la captación de nutrientes y con la creación de una rhizosphera oxidada. La últim a característica resulta del transporte activo del oxígeno a las raíces sumergidas de las plantas. Las profundidades están típicamente entre 0,6 y 1,0 m y el fondo del cauce se inclina para reducir al mínimo el fluj o del agua por tierra (Kadlec et al., 2000). Este sistema ofrece algunas ventajas como : (1) menos área requerida, ya que las áreas superficiales para la absorción, filtración y los biofilms son mucho más altos ; y (2) se reducen los insectos y los problemas del olor, puesto que las aguas residuales permanecen debajo de la superficie de la grava (EPA, 1993). Pero se debe hacer notar que un problema común encontrado es el inadecuado gradiente hidráulico, que da lugar a flujos superficiale s (Kadlec et al., 2000) y también es más difícil de mantener (Witthar, 1993).

32 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos Subswface Flow Fig. 3. Sistemas de flujo superficia l 3.3. Los procesos de retiro El drenaje ácido de mina principalmente es problemático debido a la alta cantidad de metales disueltos y a la alt a acidez en su composición. El tratamiento en humedales construidos está dirigido a la remoción de los metale s pesados y al aumento del ph. En esta sección se explican ambos procesos El retiro del meta l La aplicación de los humedales para remover los metales en drenaje ácido de minas es relativamente reciente, comenzando en los años 80's (Campbell, 1999). Sin embargo, en los últimos 20 años, el conocimiento referente a esta capacidad de humedales construidos está creciendo y, hoy en día, éstos son altamente apreciados por su alt a capacidad de acumular los metales de rastro principalmente por la adsorción, la precipitación y complexation, per o incluso cuando los estudios muestran resultados positivos en el mejoramiento de DAM, las preguntas todavía sigue n buscando los mecanismos exactos y a los factores que controlan. El retiro del metal se asocia altamente a la acción de plantas y de microorganismos. Varios investigadores destacan las capacidades de plantas para contribuir al retiro del metal. Cooper et al. (1996) indica que los macrofitos juegan un papel importante en estos procesos puesto que pueden proveer oxígeno y la materia orgánica a la matriz. Adicionalmente, Kadlec et al. (2000) menciona que las plantas del humedal pueden potencialmente estimular e l crecimiento de bacterias que oxidan el metal por transferencia del oxígeno en la rizosfera. Y de la misma maner a Skousen et al. (1994) acentúa la capacidad de las plantas de los humedales de estimular procesos microbianos. Lo s procesos principales implicados en el retiro del metal se explican como siguen :

33 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos La adsorción y el intercambio catiónic o Implica el atascamiento de partículas o de sustancias disueltas en la solución ya sea en la planta o la superficie de l a matriz. En una reacción del intercambio catiónico, los iones positivamente cargados del metal en la solución se une n a los sitios negativamente cargados en la superficie del material de la adsorción (Kadlec et al., 2000). "la s características del intercambio catiónico de los substratos de los humedales se han atribuido a los grupo s funcionales del carboxy (- COOH) en los ácidos de los tejidos finos celulares de las plantas " (Kadlec et al., 2000). Debido a estas características de metales, los materiales orgánicos como setas, abono y aserrín se agregan a los suelos para realzar el retiro del metal. Por ejemplo, Skousen et al. (1994) señala que la absorción sobre turba y aserrín era responsable de quitar el 50% a 80% de los metales en DAM. Por otra parte, Kent (1994) indica que l a presencia en los suelos de la arcilla en un sistema superficial, realza las oportunidades del retiro por la adsorción. Procesos Microbiano-mediado s Zonas aerobias y anaerobias pueden estar presentes en un humedal construido. Las bacterias que oxidan el meta l están presentes en la zona aerobia y causan la precipitación de los óxidos de metal, mientras que las bacteria s sulfato reductoras están presentes en las zonas anaerobias y causan la precipitación de sulfatos. Según Kadlec et al. (2000), la oxidación de metal mediada por microbios, Thiobacillus ferrooxidans, seguida por l a precipitación subsecuente del oxyhidroxide del hierro, se considera el mecanismo más importante del retiro d e metales de los humedales que tratan aguas residuales ricas en metal de la mina. En forma desequilibrada de l a ecuación : FE H 2 0 = > FE (OH) 3 (s) + H+ La oxidación del metal tiene la desventaja de producir iones de hidrógeno, de tal modo que la acidez aumenta. Cooper et al. (1994) informa que en el tratamiento de DAM usando las camas de lámina y la oxidación de los ione s ferrosos resulta en gotas significativas en ph. También se puede observar que si no se presenta suficiente alcalinidad para proporcionar la capacidad tapón, la hidrólisis del ion férrico (Fe 3+) disminuirá en ph.

34 Tratamiento de drena'e de ácidos de minas en humedales construido s La reducción de sulfato por medio microbiano consume iones de sulfato y produce hidrógeno sulfuroso y alcalinida d en forma de ion de bicarbonato. En la forma desequilibrada de la ecuación, donde CH 2 O representa una molécul a orgánica simple : SO CH 2O = > H 2 S + HCO3 2 - El H2S disuelve e ioniza para dar los iones del sulfuro, que reaccionan con un rango de los iones del metal para producir precipitaciones del sulfuro del metal. La precipitación de metales como los sulfuros más que los óxidos tien e las ventajas siguientes: La alcalinidad producida por la ayuda de la reducción del sulfato para neutralizar la acide z Los precipitados del sulfato son más densos que los precipitados del óxido, de tal modo el establecimiento e s más rápid o Los sulfuros se precipitan dentro de los sedimentos orgánicos y así son menos vulnerables a la interrupción po r las oleadas repentinas en flujo. La reducción del sulfato se reconoce como el mejor tratamiento para DAM. Eger (1994) indica que "la reacció n primaria de importancia para el retiro del metal es la reducción del sulfato", porque no solamente se quitan lo s metales sino también se aumenta el ph y por lo tanto el drenaje ácido de la mina se trata con efectividad. Filtració n Las plantas pueden contribuir al retiro del metal actuando como filtro para absorber algunos metales de rastro. "Las especies del macrophyte con grandes áreas superficiales de plantas han demostrado ser muy eficaces en la s partículas de retención del hidróxido del metal que se han precipitado fuera de la solución " (Kadlec et al., 2000). La filtración en SFS puede ser eficaz en el retiro de los metales suspendidos (Kent 1994). Para realzar la capacidad de filtración, la entrada de sustancia artificial y materia orgánica es usada como un a estrategia exitosa. Se hace esto porque la capacidad de filtración física de un humedal será la última instancia de intercambio del metal para convertirse en metal saturado. (Skousen et al., 1994).

35 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construido s 3.4. Consideraciones del diseñ o A pesar del largo número de humedales construidos usados en el tratamiento de DAM, un diseño clarament e indicado no están todavía disponible (Kadlec et al., 2000). Diseñar un sistema de humedales construidos para DA M requiere la comprensión de la química del agua de la mina, de la técnica que se aplicará y de la experiencia. Algunos investigadores consideran que aunque los problemas presentados por las aguas ácidas de la mina so n potencialmente mayores que ésos que implican aguas residuales domésticas, el proceso del diseño casi es igua l (Witthar, 1993). Esencialmente, la tarea es caracterizar el flujo de las aguas residuales en términos del volumen y d e los componentes (Campbell, 1999). En general, el proceso de caracterización es más complicado debido a determinados problemas que se presentan, por ejemplo, el valor del ph que es muy bajo, metales, compuestos biológicamente tóxicos, y gran fluctuació n estacional(campbell, 1999). Witthar (1993) discute algunas consideraciones del diseño desarrolladas. Campbell (1999) también recomienda algunas reglas para el diseño. Algunas de ellas se pueden mencionar como: (1) crear condiciones biológicas par a asegurar el ph adecuado, (2) agregar macronutrientes, (3) la vegetación apropiada selecta y (4) conseguir ayuda de los expertos implicados en el campo de la ecología y de la toxicología. La tabla 1 resume algunas consideracione s del diseño. Tabla 1. Resumen del criterio de diseño para tratamiento d e humedales construidos (Whittar, 1993 ) Profundidad de agua (cm) < 45 Número de células Multipl e Aspecto de ratio LN1/ >4/ 1 Velocidad de flujo (ft/s) 0.1 Tiempo de retencion (days) Substrate Hongos, compost, turba, Aserrín, estiércol y fertilizante - 1

36 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos 3.5. La selección de la vegetació n La vegetación desempeña un papel importante en el tratamiento de DAM, especialmente en el estímulo de proceso s microbianos del retiro del metal. La selección de plantas es una importante etapa para alcanzar un tratamiento acertado. Sin embargo, poco trabajo existe en la selección apropiada de la especie de planta para los humedales, todo esto puede tener implicaciones importantes para el éxito a largo plazo de un proyecto. Puesto que el DAM es altamente ácido y contiene altas cantidades de metales, las plantas tienen que ser seleccionadas considerando s u capacidad de resistir estas condiciones. Además, la selección de la vegetación se debe hacer basándose en e l conocimiento de condiciones locales, y su capacidad de proporcionar las funciones requeridas. Dos especies principales se utilizan en el tratamiento de DAM en humedales construidos : cattails (typha) y turb a (Sphagnum) (Kadlec et al., 2000 ; Skousen et al., 1994 ; Witthar, 1993 ;). Ambos son característicos de ser tolerante s al ácido y de prosperar bajo variedad de condiciones ambientales. El typha es fácil de propagar, producir la biomasa grande, y puede crecer en aguas con concentraciones del hierro de hasta 100 mgll. Existe en la mayoría de los sistemas de humedales subterráneos con densidades de la planta d e 0,5 a 1,0 por pie cuadrado en la mayoría de los humedales (Witthar, 1993). Esta versatilidad y resistencia, junto co n su capacidad de fijar el hierro y el manganeso por adsorción, le hacen una excelente opción vegetativa par a remediar el drenaje de acido de mina del humedal construido. Los estudios en Sphagnum muestran influencia significativa en eliminación de los metales y el aumento del p H (Witthar, 1993). Sin embargo, Sphagnum es difícil de establecer y mantener (Kadlec et al., 2000) y "es susceptibl e a la acumulación de hierro tóxico, y a cambios en acidez, carga de sedimentos, clima, química del agua, profundidad, y flujos " (Witthar, 1993). Este problema de establecimiento lo hace menos viable que el uso de l Thypa. Sin embargo, esto no imposibilita su consideración en la investigación de DAM. Descubrimientos posteriores y e l desarrollo de técnicas podrían probar su eficacia en humedales construidos.

37 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construido s Otras plantas utilizadas en la construcción de sistemas de humedales incluye la lámina de cama (reed bed), que h a mostrardo buen funcionamiento en tratamiento de DAM, reduciendo la concentración de hierro y manganeso aumentando el ph. y

38 Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos IV. PROBLEMÁTICA EN PERÚ Y VIABILIDAD DE SOLUCIÓ N La industria de explotación minera es una de las actividades económicas más importantes de Perú. Las mina s existentes en el norte, en el centro y en el sur del país han creado un gran problema ambiental. Por ejemplo, la s actividades de extracción en minas de cobre en Cuajone y Toquepala, localizadas en el sur del país, expone n grandes cantidades de contaminantes, sulfuro mineral Cu3S4, que producen el drenaje de ácido de mina cuando se ponen en contacto con agua y oxígeno. Los residuos mineros de la extracción de cobre y de las operaciones de la s refinerías contaminan el río Locumba. Otro problema sabido es la contaminación del lago Junín y el río de Mantaro, que indirectamente, reciben efluentes de la mina de Colquijirca. Para mejorar el impacto del drenaje ácido de minas, algunos programas ambientales han sido desarrollados grandes cantidades de dinero han sido invertidas, pero la mayoría incluye métodos químicos. y Un tratamiento pasivo fue realizado para tratar DAM en Orcopampa, Arequipa. Un sistema de empozamiento fu e utilizado, donde las plantas acuáticas tal como el Juncus imbricatus "totora ", y el alga del género Cianophyta y Clorophyta contribuyeron en la oxigenación del proceso. Los agentes contaminadores presentes en el DAM tale s como ph, FE, Cu, Pb y zn fueron reducidos considerablemente y el efluente final fue utilizado para propósito s agrícolas (Beltran). En resumen, la tecnología de tratamiento con humedales construidos todavía no está siendo aplicada en Perú, per o algunas tentativas para emplear el tratamiento pasivo han sido realizadas. Considerando la capacidad de tierra y tomando en cuenta los recursos económicos que se pueden ahorrar, los humedales construidos pueden se r considerados como un método eficaz en tratamiento de DAM. Sin embargo, los experimentos de campo necesita n ser observados y también es importante identificar la disponibilidad de los profesionales expertos.

39 DESAGÜES AL TERRENO HUMEDALES

40 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terren o 2 LOS MÉTODOS NATURALES DE DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALE S URBANA S Se presenta en este capítulo una visión general de los sistemas naturales de depuració n más empleados en la actualidad y se comparan sus principales ventajas e inconveniente s con los de la infiltración rápida. Bajo la denominación de sistema natural de depuración se engloban aquellos procedimientos o técnicas en los que la eliminación de las sustancias contaminantes presentes e n las aguas residuales urbanas se produce por componentes del medio natural, no empleándose en el proceso ningún tipo de aditivo químico. Habitualmente se diferencian dos grandes grupos de técnicas de depuración natural : los métodos de tratamiento mediante aplicación del agua sobre el terreno, y los sistemas acuáticos. En todos ellos, el efect o depurador se debe a la acción combinada de la vegetación, del suelo y de los microorganismos presentes en ambos, y en menor medida, a la acción de plantas y animales superiores. Hasta los años cincuenta la principal finalidad de estos métodos era la eliminación d e efluentes, mediante un sistema barato y técnicamente simple, o el aprovechamiento d e éstos para regadío. Posteriormente, se comenzó a aplicar esta técnica como sistema alter - nativo de depuración, como un mecanismo eficaz de regulación de los recursos hídricos e n zonas altamente deficitarias e incluso, en determinados casos, como sistema para crea r barreras hidráulicas y combatir la intrusión marina (Mantecón et al, 1991). Estos método s se han puesto de actualidad con la aparición y divulgación del concepto vertido de contaminación cero o vertido cero. Los procedimientos naturales se caracterizan, en general, por su escasa necesidad d e personal de mantenimiento, consumo energético reducid? y baja producción de fangos. Sin embargo, y esto en España suele ser un factor limitante, requieren mayor superficie d e terreno disponible que los métodos convencionales (entre 4 y 40 m 2/habitante equivalen - te) lo que limita su uso a pequeños núcleos de población donde la presión urbanística e s menor. El segundo factor limitante hace que estos sistemas sólo puedan ser empleados co n éxito para determinado tipo de vertidos, pues han de ser totalmente degradables. Si la s sustancias vertidas o sus productos de degradación, dejan restos tóxicos o peligrosos en e l suelo o el agua deben ser eliminados previamente al tratamiento natural, pues si no es así, se corre el riesgo de inducir un proceso de envenenamiento del sistema depurador con l a consiguiente contaminación del medio receptor. En general esto limita el tipo de vertido a aguas sin componente industrial o si esta existe, a aguas cuya naturaleza sea en todo asimilable a un vertido urbano. Entre los métodos de tratamiento en el terreno se incluyen habitualmente los siguientes tipos : Filtro verde. Infiltración rápida. 13

41 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terren o Escorrentía superficial. Lechos de turba. Lechos de arena. El rasgo común a todos ellos es que la depuración se consigue a través de los proceso s físicos, químicos y biológicos naturales, desarrollados en un sistema planta suelo--agua. E l avance en el conocimiento de los mecanismos de dichos procesos ha permitido desarrolla r criterios científicos de diseño y operación para estos sistemas de depuración. Los llamados métodos acuáticos se basan en la creación de un flujo controlado de agu a residual, en el que microorganismos y plantas principalmente, transforman los contaminantes. Incluyen tres tipos básicos : Lagunajes. Humedales. Cultivos acuáticos. Estos últimos se han desarrollado como una variante del lagunaje convencional, aprovechando la captación de nutrientes por las plantas, lo que mejora los rendimientos de la s lagunas de estabilización. Estos métodos acuáticos, en general, se proyectan para un fluj o continuo con descarga a ríos o lagos próximos. Su sistema de operación puede ser estacional o anual, en función del clima o de los objetivos de tratamiento. 2.1 TRATAMIENTO MEDIANTE APLICACIÓN DIRECTA EN EL TERREN O En este tipo de tratamiento el suelo cumple dos funciones : por un lado es el medi o receptor de las aguas residuales evitando de esta manera el vertido a otros medios, por otro lado, es el agente activo pues tanto en su superficie como en su interior se produce el proceso de depuración eliminando nutrientes, materia orgánica, microorganismos y otros componentes como metales pesados o microcontaminantes orgánicos. Filtro verd e Debido a sus elevados requerimientos de espacio disponible generalmente se utiliza e n poblaciones inferiores a habitantes. Consiste básicamente en la aplicación de u n caudal controlado de agua residual sobre la superficie del terreno, donde previamente s e ha instalado una masa forestal o un cultivo. Con ello se consigue, además de la depuración del efluente, el crecimiento de especies vegetales, generalmente arbóreas maderables, y la recarga artificial del acuífero. La depuración se realiza mediante la acción conjunta del suelo, los microorganismos y las plantas por medio de una triple acción : física (filtración), química (intercambio fónico, precipitación y coprecipitación, fenómenos de óxido-reducción) y biológica (degradació n de la materia orgánica) ; tiene lugar en los horizontes superiores del terreno, donde se encuentra una capa biológica activa. 14

42 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbanas Foto 2.1 Los filtros verdes consisten generalmente en el cultivo de masas forestales, chopos, qu e además de favorecer la depuración de las aguas residuales permiten la explotación maderera del cultivo, con lo que se consigue de forma indirecta la protección de los bosques y la mejora de la cali - dad de la atmósfera. Para mantener en el terreno condiciones predominantemente aerobias el agua residua l se aplica en ciclos intermitentes, generalmente variables, de entre 4 y 10 días. Las cargas hidráulicas del agua residual aplicadas sobre la superficie activa de trata - miento varían, dependiendo de la naturaleza del terreno, de la época del año y del tipo d e cultivo entre 0,5 y 6 m/año. (Metcalf y Heddy, 1998).. Tras su infiltración, el agua residual percola vertical y lateralmente a través del suelo. La cubierta vegetal juega un importante papel en el proceso de tratamiento. Su selección y cuidado dependen principalmente del grado de tratamiento perseguido y de las características de los suelos. El filtro verde tiene uno de los mayores potenciales de tratamiento d e todos los sistemas de depuración en el terreno, debido a la aplicación de cargas relativa - mente bajas sobre el suelo vegetado y a la existencia de un ecosistema muy activo en e l suelo, a escasa distancia de la superficie. Para la instalación de un filtro verde se requieren una serie de condiciones relacionada s con el terreno y el agua residual (Metcalf y Heddy, 1998) : Terrenos con características de permeabilidad y granulometría determinados. Los má s idóneos son los terrenos franco-arcillosos y franco-arenosos. Nivel piezométrico a más de 1,5 m de la superficie (aunque generalmente este valo r debe ser aumentado al doble o triple). 15

43 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terren o Superficie del orden de 1 ha por cada 250 habitantes, lo que es igual a 40 m 2/hab, que variará de 10 a 90 m 2/hab dependiendo de la climatología (por ejemplo, e n zonas más lluviosas la necesidad de terreno será mayor) y de las características hidro - geológicas de la zona. El efluente no debe contener sustancias nocivas para los cultivos. Con este sistema se consiguen reducciones de DB O 5 del orden del 90% y de sólidos e n suspensión del 95% destacando, además, el alto rendimiento en eliminación de microorganismos patógenos, fósforo y compuestos nitrogenados (más del 80%). Presenta, además, la ventaja de no producir fangos. El principal inconveniente de este sistema de depuración es la gran extensión de terreno que requiere para su instalación. Otro inconveniente es que en climas de invierno frí o se produce una parada vegetativa en el crecimiento de los cultivos instalados en el filtro (e l cultivo más extendido son los chopos) disminuyendo sensiblemente el rendimiento del sis - tema, si a esto se une la disminución de los procesos de evapotranspiración se corre el ries - go de afectar al agua subterránea si el filtro no ha sido correctamente sobredimensionad o y la distancia al nivel piezométrico no es suficiente en previsión de esta circunstancia. Infiltración Rápid a El tratamiento mediante infiltración rápida se define como la aplicación controlada de l agua residual sobre balsas superficiales construidas en suelos de permeabilidad media a alta (con una capacidad de infiltración que oscila entre 10 y 60 cm/día). Este sistema de depuración se aplica principalmente en poblaciones menores de habitantes equivalentes (Mantecón et al, 1991). El agua residual se aplica al terreno en tasas elevadas, bien por extensión en lagunas o bien por aspersión, alternando periodos de inundación con periodos de secado. La aplicación se realiza de forma cíclica para permitir la regeneración aerobia de la zona de infiltración y mantener la máxima capacidad de tratamiento. En las balsas de infiltración no se suele poner vegetación, pero ésta se hace necesari a cuando se emplean los sistemas de aspersión como forma de aplicación del agua residua l al terreno. La aspersión de agua residual puede plantear problemas por la creación de aero - soles cargados de microorganismos patógenos. En cualquier caso se exige un mantenimiento periódico de la superficie de las mismas. El principal inconveniente de este sistema es la tendencia a la colmatación rápida de l lecho filtrante por ello el agua residual suele requerir, al menos, un tratamiento primari o previo a la aplicación, siendo las cargas hidráulicas anuales normales de 6 a 100 m/año. Respecto a la profundidad recomendable a la que debe situarse el nivel piezométrico, existen opiniones muy variadas, aunque entre 18 y 20 metros desde la base de la balsa d e infiltración es una cifra frecuentemente aceptada. Las superficies necesarias oscilan entr e 1 y 22 m2/hab. 16

44 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbanas La depuración se produce mediante los procesos físicos, químicos y biológicos que tienen lugar al atravesar el agua residual urbana la zona no saturada. Por medio de este sis - tema se consigue la recarga artificial de acuíferos, y la posibilidad de reutilizar el agua tratada, recuperándola a través de zanjas o pozos. Se alcanzan reducciones medias de DB O 5 y de sólidos en suspensión alrededor del 90% y una elevada eliminación de patógenos, entre el 70% y el 95%. La evolución del efluente en el suelo y subsuelo es similar a la de los sistemas de filtr o verde. No obstante, por tratarse caudales muy superiores, el suelo y formaciones infrayacentes han de tener mejores características hidráulicas. Escorrentía Superficia l La escorrentía superficial (Murillo et al, 1999) es un sistema de depuración relativa - mente nuevo, poco empleado en Europa, siendo en Estados Unidos donde existe mayo r número de instalaciones de este tipo en funcionamiento. El ámbito óptimo de aplicació n se encuentra en poblaciones pequeñas, con menos de 500 habitantes. La técnica consist e en forzar la escorrentía del agua residual, mediante riego por circulación superficial e n láminas, sobre un suelo previamente acondicionado (en pendiente y con vegetación n o arbórea), alternando periodos de riego con periodos de secado ; dependiendo la duració n de cada fase de los objetivos de tratamiento. La aplicación del agua residual suele realizarse en ciclos de varias horas, durante 5 a 7 días a la semana, tras un escaso pretratamiento consistente en la separación de las fracciones sólidas de mayor tamaño. La distribución del agua se puede llevar a cabo median - te aspersores de baja carga, rociadores de baja presión o métodos superficiales como tube - rías provistas de orificios. El agua se depura por medio de procesos físicos, químicos y biológicos, al discurrir po r bancales con suelos o estratos superficiales relativamente impermeables, aunque el proce - so se ha adaptado a un amplio rango de permeabilidades ya que el terreno tiene tendencia a impermeabilizarse con el paso del tiempo. Para la instalación de este sistema es necesario : Suelos con drenaje limitado tales como arcillas y limos arcillosos. Pendientes del orden del 2 al 8%. Superficies muy lisas para que el agua forme una lámina sobre el suelo. La extensió n necesaria del terreno oscila entre 10 y 44 m 2/hab. El grado de tratamiento alcanzable es equivalente a uno secundario, generalmente co n buena reducción de nitrógeno y un peor rendimiento en fósforo, estando los rendimiento s alcanzados para la DBO 5 y los sólidos en suspensión en torno al 90 y 70 % respectiva - mente. Lechos de Turba El ámbito óptimo de aplicación de los lechos de turba se encuentra en poblaciones n o muy grandes, en general menores de habitantes. Este método de depuración d e 17

45 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terren o aguas residuales requiere superficies entre 0.6 y 1 m 2/hab, no debiendo superar la superficie total de cada lecho los 200 m 2. El sistema está formado por lechos de turba a través de los cuales circula el agua residual. Cada lecho descansa sobre una delgada capa de arena, soportada, a su vez, por un a capa de grava. El efluente se recoge a través de un dispositivo de drenaje situado en la bas e del sistema. El terreno donde se asienta cada lecho debe ser impermeable para garantiza r la no contaminación de las aguas subterráneas, en caso contrario hay que recurrir a l a impermeabilización. Para la depuración de aguas residuales se aprovechan las propiedades de absorción y adsorción de la turba, así como la actividad bacteriana que se desarrolla en su superficie. Se producen, por tanto, procesos físicos, químicos y biológicos en los que se elimina alre - dedor del 80% de DBO 5 y el 90% de sólidos en suspensión. El proceso completo de los lechos de turba está formado por un pretratamiento, trata - miento primario compuesto de una serie de filtros autolimpiables; tratamiento secundari o formado por los propios lechos de turba, y, opcionalmente, tratamiento terciario, cuy o objeto es la eliminación de patógenos, sometiendo el efluente de los lechos a un laguna - je aerobio, o bien a una cloración. Los lechos se disponen en varias unidades, estando unas en funcionamiento y otras e n conservación, para su mantenimiento y aireación. La turba necesita ser retirada y reempla - zada cada 5-7 años, pudiendo ser aprovechada para fines agrícolas. El tratamiento de aguas residuales mediante este proceso presenta como principale s ventajas las siguientes : No produce olores. Se puede utilizar en climas muy fríos. Admite sensibles variaciones de caudal sin afectar, prácticamente, al rendimiento. Puede soportar puntos de caudal de 105 veces el caudal normal. Fácil adaptación estética al paisaje. Alta descontaminación bacteriana. Lechos de Arena Los filtros de arena son una de las tecnologías más antiguas para la depuración d e aguas residuales que se conoce. Cuando se emplean de forma adecuada consiguen llega r a niveles de depuración muy elevados. Consisten en lechos de material granular, de tama - ño de grano relativamente uniforme, adecuadamente drenados en el fondo. Se emplea n generalmente como un sistema de afino de aguas tratadas previamente mediante otros sis - tema como puede ser una fosa séptica. La tecnología de filtros de arena incluye los filtros intermitentes, en los cuales, las agua s a depurar se vierten intermitentemente mediante tuberías de distribución en un filtro granular de entre 0,5 y 1,0 m de espesor y los filtros con recirculación, en los cuales, el agu a recogida en el sistema de drenaje se vierte de nuevo en el filtro mezclada con agua nuev a sin depurar. 18

46 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbanas La disposición de los filtros puede ser muy variada, incluyendo tanto filtros enterrado s como sobre la superficie del terreno, estos últimos facilitan las labores de mantenimiento. El mantenimiento de estos dispositivos, que se colmatan con cierta facilidad, depend e mucho de la eficacia del sistema de tratamiento previo. Se considera que la adecuada aireación del filtro y la temperatura ambiente son los do s factores externos al diseño del mismo que más influyen en su rendimiento. Hay que tene r presente no obstante que los lechos de arena (Ramos et al, 2002) presentan una capacidad de eliminación de la DBO 5, carbono orgánico disuelto y sólidos en suspensión, insuficiente para ser considerados como sistema único de tratamiento de las aguas residuales, pudiendo ser empleados no obstante como tratamiento complementario. Una ventaja d e los filtros de arena frente a los de turba es su mayor resistencia a la colmatación, su meno r volumen y menor costo. 2.2 MÉTODOS ACUÁTICO S En este grupo de métodos naturales de depuración de aguas residuales, se incluye n aquellos cuya acción principal de depuración se ejerce en el seno del medio acuático, participando en el proceso plantas emergentes (especialmente sus raíces) y la actividad microbiológica asociada. Son sistemas que pueden funcionar estacionalmente o a la largo d e todo el año, dependiendo fundamentalmente del clima, y que con frecuencia se diseña n para mantener un flujo continuo. Los sistemas más empleados son : lagunajes, humedale s y cultivos acuáticos. Lagunaj e El lagunaje se puede aplicar a núcleos de población superiores a los 200 habitantes, siempre que se disponga de una superficie de terreno de al menos 6,5 m 2/hab. La depuración por lagunaje de aguas residuales consiste en el almacenamiento de ésta s durante un tiempo variable en función de la carga aplicada y de las condiciones climáticas, de forma que la materia orgánica resulte degradada mediante la actividad de los microorganismos presentes en el medio acuático. El proceso de depuración tiene lugar gracias a reacciones biológicas, químicas y físicas, que ocurren en las lagunas y que tienden a estabilizar el agua residual. Los fenómenos que se producen tienen relación con la sedimentación, oxidación, fotosíntesis, digestión, aireación y evaporación. En función de los tipos d e microorganismos, que dependen, a su vez, de la presencia de oxígeno disuelto, las lagunas, también conocidas como estanques de estabilización, se clasifican en anaerobias, facultativas y aerobias o de maduración. Lagunas anaerobia s El proceso de depuración en este tipo de lagunas tiene lugar mediante una fermentación anaerobia. En estos procesos, en los cuales se puede llegar hasta la formación d e metano, participan cuatro grupos microbianos : las bacterias hidrolíticas (Clostridium, Streptococos, Lactobacillus, Peptococcus ) las bacterias acidogénicas (Acetovibrio, Butyrivibrio, Lactobacillus ) bacterias acetogénicas (Acetogenicum, Syntrophobacter, 19

47 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en e/ terren o Acetobacterium ) y las bacterias metanogénicas (Methanobacterium, Methanococcus, Methanospirillum) todos ellos complementarios e imprescindibles para el proceso. Este proceso se divide en dos grandes etapas. En la primera, un grupo de bacteria s facultativas formadoras de ácidos descomponen las cadenas complejas de la materia orgá - nica en ácidos grasos, aldehidos y alcoholes. En la segunda etapa, otro grupo de bacteria s estrictamente anaerobias, formadoras de metano, transforman los productos intermedio s en gas metano, amoniaco y anhídrido carbónico e hidrógeno. El proceso anaerobio, l o mismo que el aerobio transforma carbono, nitrógeno y fósforo en protoplasma celular. Debido a la elevada carga orgánica, a la profundidad de las aguas - que deberá se r superior a 2 metros- y al corto periodo de retención del agua residual - que será de 2 a 5 días - el contenido en oxígeno disuelto se mantiene bajo o nulo en toda la laguna. La misión principal de estas lagunas de estabilización es la sedimentación de la mayo r parte de los sólidos en suspensión y la eliminación de parte de la materia orgánica por medio de las bacterias presentes, pudiendo alcanzar reducciones en torno al 70% de DB O 5 y sólidos en suspensión. En el peor de los casos una laguna anaerobia funciona igual qu e un decantador primario, alcanzando rendimientos del 30% y 60% en DBO 5 y sólidos e n suspensión respectivamente. Normalmente estas lagunas son las primeras de una serie, correspondiendo al trata - miento primario en el proceso de depuración. Por otra parte, pueden constituir, por si sola s un sistema de depuración para poblaciones inferiores a habitantes que requiera n exclusivamente tratamiento primario. El principal inconveniente de este tipo de tratamiento, es la posibilidad de que produzca malos olores, si el diseño no es correcto o si el contenido en azufre, responsable de l a formación de sufhídrico, del influente es superior a 100 mg/l. Lagunas facultativas En estas lagunas se distingue una zona aerobia próxima.a la superficie, una zona anaerobia en el fondo, donde se dan procesos de fermentación, y una zona intermedia qu e contiene bacterias facultativas y es la que da el nombre a las lagunas. El proceso aerobio de la materia orgánica hace que el carbono se utilice como fuente de energía para los microorganismos que al ser oxidado produce anhídrido carbónico. Los microorganismos que participan son bacterias fundamentalmente, pero también hay hongos y protozoos. Estos microorganismos utilizan el carbono restante, así como el fósforo y el nitrógeno para formar nuevas células. El oxígeno necesario para la estabilización de la materia orgánica proviene de la re-aire - ación que se produce en la superficie y de la fotosíntesis que se lleva a cabo por medio d e las algas presentes en la zona aerobia. En esta zona, las bacterias, utilizan el oxígeno pro - ducido por las algas y desprenden CO 2 que, a su vez, es utilizado por éstas, cerrando as í el ciclo. Las lagunas facultativas pueden ser las primeras de una serie o seguir a las laguna s anaerobias, correspondiendo así a un tratamiento secundario. Su finalidad última es l a degradación de la materia orgánica. 20

48 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbana s La variación de temperatura en las diferentes estaciones del año, puede obligar a hace r más profundos los estanques. Esta profundidad puede variar entre 1 y 2 metros. Lagunas aerobias o de maduració n Las lagunas aerobias o de maduración son estanques de poca profundidad, entre 0.2 y 1 metro, con una producción máxima de algas y en las que se supone que toda la mas a de agua está en condiciones aerobias. El grueso de materia orgánica ha debido de ser esta - bilizado previamente en las lagunas anaerobias y facultativas. Su función fundamental e s reducir la DBO 5 a los niveles mínimos y eliminar patógenos gracias a la radiación ultravioleta solar. Además del efecto desinfectante, estas lagunas cumplen otros objetivos como son l a nitrificación, cierta eliminación de nutrientes, y la clarificación y oxigenación del efluente ; todo ello para lograr producir un efluente de alta calidad. El inconveniente es la presenci a en el efluente de sólidos en suspensión en forma de algas, que en ciertos casos, como so n los vertidos a ríos y lagos, puede limitar su uso. El tiempo de retención de una laguna de maduración así como el número de lagunas, está condicionado por el grado de depuración bacteriana que se quiere alcanzar. La laguna debe proporcionar un periodo de retención de 7 a10 días con una profundidad de u n metro. Las lagunas de maduración constituyen un tratamiento terciario en el proceso de depuración, tanto si se combinan con otras lagunas, como si lo hacen con otros sistemas de tra - tamiento. Por tanto, solo es necesario instalarlas en los casos en que se requiera un alt o grado de depuración, bien sea por los objetivos de calidad del medio receptor o bien par a la reutilización del agua para regadío. Como todos los métodos de depuración descritos, los sistemas de lagunaje también tienen sus ventajas e inconvenientes. Entre las ventajas pgdríamos citar las siguientes : Altos rendimientos en la disminución DBO 5, sólidos en suspensión, nutrientes y patógenos. Permite regular y almacenar agua que por sus características es sanitaria y agrícola - mente apta para el riego. La retirada de fangos se realiza cada 5-10 años, dependiendo del agua residual. Y entre los inconvenientes : Se necesitan superficies de aplicación relativamente extensas. Se producen elevadas pérdidas de agua por evaporación. A veces las aguas depuradas presentan una elevada concentración de algas. Son de difícil adaptación a los cambios climáticos. Humedales Los humedales son terrenos inundados con profundidades de agua normalmente inferiores a 0,6 m con plantas emergentes. En estos sistemas el agua fluye continuamente y l a 21

49 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terreno superficie libre permanece al nivel del suelo, o mejor (pues evita la proliferación de insectos) por encima del mismo, manteniéndolo en estado de saturación durante un larg o periodo del año. La vegetación presente en estos sistemas proporciona superficies adecuadas para la for - mación de películas bacterianas, facilita la filtración y la adsorción de los constituyentes de l agua residual, permite la transferencia del oxígeno a la columna de agua, y controla el crecimiento de algas al limitar la penetración de la luz solar. Para el tratamiento del agua residual, se han empleado terrenos pantanosos naturale s y artificiales, aunque el uso de terrenos pantanosos naturales, al formar parte del sistem a de escorrentía superficial de la zona, está limitado al tratamiento adicional de efluentes d e tratamientos secundarios o avanzados. Humedales naturales Desde el punto de vista normativo, los humedales naturales se consideran cuerpos d e agua receptores. Por tanto el vertido a estos terrenos está sujeto, en la mayoría de los casos, a las limitaciones normativas aplicables que suelen obligar al tratamiento secundario o avanzado de las aguas a verter. Más aún, el principal objetivo del vertido a humedales debería ser la mejora del hábitat existente. La modificación de los terrenos pantanoso s para aumentar la capacidad de tratamiento suele ser contraproducente para el ecosistem a natural y, en general, no es una práctica que deba abordarse. Humedales artificiales Los humedales artificiales procuran idéntica capacidad de tratamiento que los natura - les, con la ventaja añadida de que al formar parte del sistema proyectado, no están sujetos a las limitaciones de vertidos a ecosistemas naturales. Suelen tener un fondo o base impermeable sobre la que se deposita un lecho de gravas, suelo u otro medio para el desarrollo de las plantas, que constituyen el principal agente depurador. Existen dos tipos de humedales artificiales desarrollados para el tratamient o del agua residual, dependiendo de la situación del nivel de agua : el denominado de superficie libre de agua (FWS), en el que el agua está en contacto con la atmósfera y constituye la fuente principal del oxígeno para aireación ; y el denominado de flujo subsuperficia l (SFS), donde la superficie del agua se mantiene a nivel de la superficie del lecho permeable o por debajo de la misma. En los casos en los que se emplean para proporcionar tratamiento secundario o avanzado, los sistemas FWS suelen consistir en balsas o canales paralelos con el fondo constituido por suelo relativamente impermeable o con una barrera superficial, vegetación emergente, y niveles de agua poco profundos (0,1 a 0,6 m). Normalmente, se aplica agua residual pretratada de forma continua, y el tratamiento se produce durante la circulación de l agua a través de los tallos y raíces de la vegetación emergente. Los sistemas de flujo libr e también se pueden diseñar con el objetivo de creación de nuevos hábitats para la fauna y flora, o para mejorar las condiciones de terrenos pantanosos naturales próximos. Esta clas e de sistemas suele incluir combinaciones de espacios abiertos y zonas vegetadas e islote s con la vegetación adecuada para proporcionar hábitats de cría para aves acuáticas. 22

50 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbanas Los sistemas de flujo subsuperficial (SFS) se diseñan con el objeto de proporcionar u n tratamiento secundario avanzado. Consisten en canales o zanjas con fondos relativamente impermeables rellenos de cantos o arena para el crecimiento de vegetación emergente. En función del tipo de sistema, la carga hidráulica varía en el rango de 3 a 20 m/año, así como las características del agua de alimentación y los límites impuestos al efluente. Cultivos acuático s Los cultivos acuáticos o sistemas de plantas acuáticas flotantes son básicamente un a variante de los humedales artificiales FWS, en la que se introduce un cultivo de plantas flotantes, como los jacintos de agua o las lentejas de agua, cuya finalidad principal es la eliminación de determinados componentes de las aguas a través de sus raíces, que constituyen un buen substrato responsable de una parte importante del tratamiento. Las profundidades de agua suelen ser mayores que en los sistemas de humedales, y varían entre 0,5 y 1,8 m. Para aumentar la capacidad de tratamiento y asegurar el mantenimiento de las condiciones aerobias necesarias para el control biológico de los mosquitos, en los sistemas de plantas acuáticas flotantes se han empleado sistemas complementario s de aireación. El uso de jacintos de agua (Eichornia sp.) y lentejas de agua (Lemna sp.) evita la entra - da de luz solar al estanque. Comúnmente se utilizan para la eliminación de algas de lo s efluentes de lagunas y estanques de estabilización. Los sistemas de jacintos de agua además están diseñados también para proporcionar niveles de tratamiento secundarios y avan - zados. Estos sistemas han sido utilizados también como medios de producción de proteínas o biomasa, en cuyo caso la depuración de agua constituye un objetivo secundario de l proyecto. Las cargas hidráulicas anuales y las necesidades específicas de superficie de los sistema s de plantas flotantes son similares a las de los sistemas de humedales. El clima es un facto r limitativo en su rendimiento, ya que las plantas sólo crecen a determinadas temperaturas. Estos cultivos acuáticos suelen utilizarse como sistema de afino incorporados a otr a cadena de procesos, empleándose generalmente como tratamiento terciario. En operaciones bien controladas, en las que las plantas se cosechan periódicamente, se pueden alcanzar rendimientos altos en la depuración. La carga orgánica admitida por estos procesos e s del orden de 30 a 50 kg/ha/día, lo que para aguas de moderada carga contaminante (DBO 5 < 240 mg/i), significa una carga hidráulica del orden de 6 m/año. 2.3 COMPARACIÓN DE LAS CARACTERÍSTICAS DE LOS SISTEMAS NATURALES D E DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES URBANA S Para concluir este capítulo, y a modo de resumen, a continuación se muestran las tabla s 2.1 y 2.2 en las que se compararan las características, tanto de ubicación como de diseñ o y rendimiento de los diferentes sistemas naturales de tratamiento descritos anteriormente. 23

51 Tabla 2.1 Características Técnicas d e aplicación Carg a hidráulic a anual (m/año) Superfici e necesariab (m 2lhab)_ Pretratamient o mínim o necesario Evacuació n del agua residua l aplicada Vegetación Características de diseño de los diferentes sistemas de tratamiento naturale s Filtro Verde Aspersión o superficial ' Infiltració n Rápida Generalmente superficial Escorrentí a Superficial Aspersión o superficial Lechos d e Turba Superficial Lagunajes Humedales Cultivos Acuáticos Superficial Aspersión o superficial Superficia l 1,70-6,0 6, ,3-56,7 5,5-18 5, ,6-1 6,5 Sedimentació n primaria `. Desbaste Evapo- Transpiración y percolación Sedimentació n primaria. Desbaste Principalment e percolación Desbaste Escorrentí a superficial y evaporación con algo de percolación Desbaste a travé s de filtro s autolimpiables Drenaje en la bas e del sistema _ Desbaste Sedimentació n primaria. Desbaste Evapotranspiración, percolación y escorrentí a _superficial Sedimentació n primaria. Desbast e Algo de evapo - transpiración Necesaria Opcional Necesaria No necesaria No necesaria Necesaria Necesaria a Incluye riego por surcos y amelgas. b La superficie necesaria no incluye la zona de amortiguación, ni los accesorios y zanjas. c Depende del uso del efluente y del tipo de cultivo.

52 Tabla 2.2 Características de ubicación de los sistemas de tratamiento naturales. Características Limitaciones climáticas Profundidad hasta el nive l freático Pendiente Permeabilida d del suelo Filtro Verde Suele ser necesari o disponer de instalaciones d e almacenamiento durante las lluvias y en tiempo frío 0,6-0,9m (mínimo) Inferior al 15% e n terrenos cultivados e inferior al 40% e n terrenos n o cultivados Infiltració n Rápida Ninguna (posibles modificaciones en la explotació n en condiciones de tiempo frío) 3m (en los casos en los que exist a drenaje s e pueden adopta r profundidades menores) No es un facto r crítico; la s pendiente s demasiado pronunciada s obligan a grande s movimientos de tierras Escorrentía Superficial Lechos de Turba Lagunajes Humedales Suele ser necesari o Disponer de Instalaciones de Almacenamiento Durante las lluvias y en tiempo frío Ninguna (se puede utilizar incluso en climas muy fríos) Dificultad d e adaptación a lo s cambio s climáticos (la s variaciones d e temperatur a pueden obligar a hacer más profundos los estanques) En clima frío puede se r necesario almacenar e l agua Cultivos Acuáticos En clima frí o puede se r necesari o almacenar el agu a La posibilidad de utilización de las plantas está directamente relacionada con el clima. No critica No crítica No crítica No critica Pendientes fiel 1-8%, máximo 15% De moderadamente Alta (arenas, Baja (arcillas, limos y suelos baja a arenas margosas) moderadamente alta con barreras impermeables) Baja (de lo contrari o hay que recurrir a l a impermeabilización) Normalmente inferior al 5% Normalmente inferior al 5% Normalment e inferior al 5 % Baja a moderada Baja a moderada Baja a moderada

53 La depuración de aguas residuales urbanas de pequeñas poblaciones mediante infiltración directa en el terreno Para comparar los rendimientos que se consiguen en los distintos sistemas, en la tabl a 2.3 se recogen los porcentajes de reducción de los parámetros característicos de las agua s residuale s Tabla 2.3 Comparación en el rendimiento de diversos sistemas naturales de depuración de agua s residuales urbanas. SISTEMA D E TRATAMIENTO RENDIMIENTOS (%) DBO5 DQO SS P N PRODUCCIÓN D E FANGOS RECOGID A D E FANGO S Filtro Verde No N o Infiltració n Rápida Escorrentí a Superficial Reducida > 6 mese s j No N o Lechos de turba ,5-1 > 1 añ o i Lagunajes año s DBO5 : Demanda bioquímica de oxígeno, DQO : Demanda química de oxigeno, SS : Sólidos en suspensión, P: Fósforo en cualquiera de sus formas, N : Nitrógeno en cualquiera de sus formas. El filtro verde y después la infiltración rápida son los sistemas que alcanzan los rendimientos más altos en depuración. A estos le sigue el lagunaje y los lechos de turba. Por e l contrario, el sistema de escorrentía superficial, no llega a eliminar más del 30% de fósforo, ni más del 50% de nitrógeno total. En rendimiento en eliminación de nutrientes (fósforo y nitrógeno) destacan el filtr o verde y los lagunajes sin necesidad de recurrir a modificaciones en el sistema de depuración o a la implementación de procesos adicionales. Frente a variaciones de temperatura, los sistemas que presentan una mayor estabilidad son los de infiltración rápida, seguido s del lecho de turba, mientras que los que se adaptan peor son los lagunajes. En cuanto a las variaciones de carga y caudal, los sistemas de aplicación al terreno so n los que peor las absorben, mientras que los lechos de turba son los que pueden asimila r mejor dichas variaciones de carga, aunque siempre es posible dimensionar los sistemas d e infiltración directa teniendo en consideración las puntas estacionales de producción d e agua residual. El mayor problema puede darse en algunas poblaciones turísticas en las qu e las variaciones de población son extraordinariamente grandes. La construcción de cualquier sistema de depuración de aguas residuales puede ocasionar pequeños problemas a la población cercana si las instalaciones no están suficiente - mente alejadas de núcleo urbano, debido a la producción de ruidos, olores, presencia d e insectos y a la posibilidad de riesgos sanitarios. Los sistemas que, en general, menos impacto de este tipo ocasionan, son los de lecho de turba. Por otra parte, los que causan má s problemas a la población son los lagunajes debido, sobre todo, a los olores que produce n y a la posible proliferación de insectos. 2 6

54 Los métodos naturales de depuración de aguas residuales urbana s Foto 2.2 La depuración de las ARU de las poblaciones turísticas supone un problema especial debido al incremento en la población que se produce en los meses de verano. En cuanto a la producción de fangos, los sistemas de infiltración directa sobre el terreno se encuentran entre los que menos producen, mientras que en el caso contrario s e encuentran los lagunajes en los cuales los fangos se retiran cada 5 o 10 años. En general, los sistemas naturales de depuración de aguas residuales presentan un a serie de ventajas e inconvenientes. Entre las ventajas se pueden destacar : La eliminación eficaz de patógenos. Esto permite preservar la calidad sanitaria de la s aguas superficiales, subterráneas y marinas. Son métodos especialmente útiles e n zonas ambientalmente sensibles o donde se requiera reutilizar las aguas residuales. La economía de funcionamiento, debido a que emplean formaciones naturales o suelos aportados como sustrato depurador. Entre los inconvenientes se encuentran : La necesidad de espacio, las nuevas tecnologías están permitiendo reducir esta necesidad. La posibilidad de contaminar el medio si no se gestiona adecuadamente o no se h a elegido cuidadosamente el emplazamiento. Se suele caer en la tentación de emplea r estos sistemas de depuración por encima de su capacidad real, lo que redunda e n perjuicios evidentes para el medio. Estos sistemas son especialmente sensibles, pue s en muchas ocasiones siguen la ley del todo o nada cuando se supera su capacida d (Salgot et al. 1992). 27

55 HUMEDALES TRATAMIENTO I

56 LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENT O TERCIARIO DE BAJO COSTE EN LA DEPURACIÓN D E AGUAS RESIDUALES URBANA S Agustín Lahóra Cano Jefe de Centrales Residuales, Gestión de Aguas del Levant e Almeriense, S.A. (GALASA ) RESUME N La eutrofización deteriora la calidad de las aguas superficiales, produciend o problemas medioambientales y en el proceso de potabilización. La Comunida d Europea obliga, mediante la Directiva 91/271/CEE, a limitar el contenido d e nutrientes responsables de la eutrofización (nitrógeno y fósforo) en los vertidos d e aguas residuales urbanas depuradas, por lo que son necesarias tecnologías par a complementar los actuales sistemas de tratamiento. Los humedales naturale s poseen una elevada capacidad para eliminar estos nutrientes, pero un adecuad o control del proceso requiere instalaciones cerradas. Existen experiencias sobre humedales artificiales como eficaz tratamiento terciario de bajo coste, aunque n o se conocen en profundidad los procesos implicados. GALASA, en previsión de l cumplimiento de la Directiva, ha construido un humedal artificial experimental a pequeña escala, cuyos resultados iniciales indican la viabilidad de esta tecnologí a bajo las condiciones climáticas de la provincia de Almería. DIAGNÓSTICO DEL. TEMA: LA EUTROEIZACIÓ N El deterioro de la calidad del agua supone un grave problema, medioambiental y socioeconómico, que se acentúa en zonas como Almería, donde es un recurs o limitado. Especialmente bajo estas circunstancias de escasez, se debe consegui r que un determinado uso del agua no imposibilite otros posteriores ; el uso del agu a para abastecimiento urbano e industrial debe ir acompañado de una correct a depuración que permita su reutilización para regadíos o como elemento que n o perturbe el equilibrio biológico de las zonas de vertido ; de igual manera el uso de l agua en agricultura y ganadería no debe suponer una contaminación de acuífero s subterráneos ni de masas superficiales de agua, continentales o marinas. En este sentido las EDAR (Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales) pasan a se r consideradas como instalaciones capaces de transformar una materia prima (e l agua residual urbana), en un producto (el agua regenerada), de calida d previamente especificada, apto para diversos usos, a tener en cuenta en la gestió n LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 1

57 y planificación de los recursos hídricos de una determinada región. Los biosólido s obtenidos en este proceso, también constituyen un producto aplicable en la mejor a de la calidad de los suelos agrícolas y forestales. Desde el punto de vista medioambiental y del aprovechamiento del agua par a abastecimiento urbano, una de las principales causas de empeoramiento de l a calidad del agua es la eutrofización. La Directiva 91/271/CEE sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas, define la eutrofización como : "el aumento de nutrientes en el agua, especialmente de los compuestos de nitrógeno y/o fósforo, que provoca un crecimiento acelerad o de algas y especies vegetales superiores, con el resultado de trastornos n o deseados en el equilibrio entre organismos presentes en el agua y en la calidad de l agua ala que afecta". En efecto, la relación media N :P en la materia vegetal suele ser 16 :1, mientras qu e en las aguas no eutrofizadas es mayor de 100 :1, con el resultado de qu e generalmente el fósforo (que en su ciclo biogeoquímico no tiene una reserv a atmosférica), actúa como limitador en el crecimiento de la biomasa vegetal. E n determinados ambientes acuáticos eutrofizados esta relación puede llegar a se r menor de 16 :1, y entonces el nitrógeno se convierte en el elemento limitador. Como ya se ha dicho, cuando existe suficiente cantidad de N y P, se produce u n crecimiento masivo de algas en la superficie de las masas de agua, que al mori r caen al fondo, donde se descomponen agotando el oxígeno en profundidad si e l agua presenta estratificación térmica. La estratificación térmica consiste en una separación del agua en dos capas, un a caliente superficial, de menor densidad, que flota sin mezclarse sobre otra frí a inferior (más densa). En la capa superficial penetran luz y CO 2, y se produce e l crecimiento masivo de algas que, a través de la fotosíntesis producen oxígeno, qu e escapa a la atmósfera cuando alcanza la sobresaturación. La capa inferior, al n o mezclarse con la superior, ni tener contacto con la atmósfera, dispone de un a cantidad limitada de oxígeno, que se va agotando consumido por l a descomposición bacteriana de la materia orgánica, procedente en gran parte de la s algas muertas que sedimentan desde la capa superior. Cuando el agotamiento de l oxígeno es total, se inicia la descomposición anaerobia de la materia orgánica, baj o unas condiciones de oxidación-reducción, que permiten la acumulación de NH 4, CH 4, SH 2, etc., con solubilización de metales de los sedimentos (en especial Fe y Mn) y fósforo (coprecipitado con carbonato cálcico o hidróxido de hierro). Baj o nuestras condiciones climáticas, la estratificación térmica se da durante l a primavera y el verano, a finales de otoño y principios de invierno, la capa de agu a superficial se enfría, hasta alcanzar la misma temperatura que la del agua profund a y se produce una mezcla y homogeneización del agua, así como de los elemento s sólidos y gaseosos que contiene. Estos ciclos anuales pueden verse modificado s por episodios climáticos extraordinarios, avenidas y riadas. La eutrofización afecta sobre todo a las masas de agua estancada, en especial a los embalses, ya que presentan una relación muy alta entre la superficie de l a cuenca y la superficie del embalse, lo que implica un mayor aporte de nutrientes, LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 2

58 produciendo efectos no deseables en el medio natural con un descenso de l a biodiversidad y de la capacidad de autodepuración del ecosistema afectado. La eutrofización incide negativamente en el proceso de potabilización del agua, co n problemas estéticos por aumento de la turbidez y color, sustancias producidas po r las algas con olores y sabores desagradables, posible presencia de toxina s excretadas por algunas algas, atascamiento de filtros y mayor coste d e potabilización, presencia de precursores que tras la cloración pueden origina r trihalometanos tóxicos, potencial red-ox negativo con solubilización de metales d e los sedimentos, en especial Fe y Mn, presencia de nitratos en grandes cantidades, etc. El grado de eutrofización en aguas estancadas se mide a través del contenido d e fósforo total OECD (1982) y de clorofila "a", aunque este último parámetro es un a medida indirecta, influida por variables como turbidez, temperatura, etc. Las fuentes contaminantes de N y P, pueden ser puntuales o de origen difuso : alteración de la cubierta vegetal natural, abuso de fertilizantes en práctica s agrícolas intensivas, ganadería estabulada, vertidos de aguas residuales urbanas e industriales, lixiviados de vertederos no controlados, etc. La mencionada Directiva 91/271/CEE sobre el tratamiento de las aguas residuale s urbanas (transpuesta a la legislación española, entre otros, mediante el Rea l Decreto-Ley 11/1995 y el Real Decreto 509/1996), tiene en cuenta el problema d e la eutrofización, definiendo "zonas sensibles" propensas a la eutrofización y "zona s menos sensibles" (Cuadro 1). También regula los vertidos a dichas zonas, limitando la concentración de Fósforo total y Nitrógeno total (Cuadro 2). La Administración General del Estado, previa audiencia de las Comunidade s Autónomas y de las entidades locales afectadas, declararán las "zonas sensibles " en las cuencas hidrográficas que excedan del ámbito territorial de una comunida d Autónoma. Las Comunidades Autónomas efectuarán dicha declaración en lo s restantes casos y determinarán las "zonas menos sensibles" en las agua s marítimas. Las aglomeraciones urbanas que cuenten con más de habitantes-equivalentes y que viertan las aguas residuales urbanas en "zona s sensibles" deberán disponer, antes del 1 de enero de 1999, de instalacione s adecuadas para que dichas aguas sean sometidas, antes de su vertido, a u n tratamiento más riguroso que el tratamiento secundario. No se tiene constancia de la declaración de ninguna "zona sensible" en la comarc a del Bajo Almanzora, sin embargo existen tres zonas que podrían cumplir lo s requisitos de zona sensible : el embalse de Cuevas del Almanzora, y las laguna s litorales de la desembocadura del Río Aguas y del Río Antas. El embalse d e Cuevas del Almanzora se sitúa en la cuenca baja del Río Almanzora, con un a capacidad de 170 Hm 3, una superficie de embalse de 523 Ha, y una superficie d e cuenca de Km 2, entró en servicio en 1986 y tiene una aportación media d e 22 Hm3/año. Es usado por GALASA como fuente para la potabilización de agu a para abastecimiento de 12 municipios de la comarca del Bajo Almanzora. La s lagunas litorales de las desembocaduras del Río Aguas y el Río Antas, aisladas de l mar por una estrecha faja de tierra, son de agua salada o salobre. A ellas vierte n LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 3

59 indirectamente, a través de los ríos, las EDAR de Mojácar-Garrucha-Turre y Vera respectivamente. Ambas lagunas son espacios naturales de gran valor ecológico, protegidos por la Junta de Andalucía. PROPUESTAS ORIENTADAS A SOLVENTAR O MINIMIZAR LA SITUACIÓ N ANALIZADA. Las medidas correctoras para luchar contra la eutrofización en la propia masa d e agua, presentan inconvenientes económicos y técnicos, por lo que las medida s preventivas destinadas a reducir las fuentes de aporte de nutrientes, son las má s recomendadas: Gestión integral de la cuenca para minimizar los aportes po r escorrentía debidos a la erosión del suelo y los fertilizantes agrícolas. Identificació n de las zonas críticas en cuanto a contaminación difusa (se deben tener en cuent a los trasvases entre cuencas). Uso de detergentes con bajo contenido e n polifosfatos. Gestión de los residuos agrícolas y ganaderos, así como reducción d e los fertilizantes. Tratamiento adecuado de las aguas residuales domésticas e industriales. Filtros verdes para la protección del dominio público hidráulico frente a la eutrofización. Centrados en las aguas residuales urbanas, los tratamientos convencionale s suponen una reducción de nitrógeno y fósforo insuficiente para cumplir la directiv a europea en lo relativo a zonas sensibles, siendo necesarios tratamientos terciarios, que con las tecnologías actualmente al uso suponen instalaciones y mantenimientos muy costosos. Existe en España la necesidad de desarrolla r tratamientos terciarlos de bajo coste, y ensayarlos bajo distintas condicione s climáticas. Los humedales, naturales o artificiales, pueden ser uno de ellos, ya qu e se conoce, por estudios básicos, su efecto depurador sobre las aguas que lo s atraviesan. Los humedales son medios semiterrestres con un elevado grado de humedad y una profusa vegetación, que reúnen ciertas características biológicas, físicas y químicas, que les confieren un elevado potencial autodepurador. Los humedales naturales pueden alcanzar gran complejidad, con un mosaico de lámina de agua, vegetación sumergida, vegetación flotante, vegetación emergente y zonas co n nivel freático más o menos cercano a la superficie. En los humedales artificiales s e han ensayado estas posibilidades : lagunas con microalgas (lagunaje natural o aireado), macrófitos flotantes (jacinto de agua), micrófitos flotantes (lenteja d e agua), macrofitos sumergidos o macrófitos emergentes (helófitos). Se ha demostrado que uno de los principales factores de depuración en lo s humedales son los helófitos (plantas capaces de arraigar en suelos anegados o encharcados, con una parte sumergida y otra aérea). Debido a su particular fisiología y ecología, estas plantas tienen la capacidad de depurar el agu a mediante la asimilación directa de nutrientes (en especial N y P) y metales, qu e son retirados del medio e incorporados al tejido vegetal. Además de este efect o directo, los helófitos son capaces de transportar oxígeno en grandes cantidade s desde los tallos hacia sus raíces y rizomas, donde es utilizado por lo s microorganismos heterótrofos que crecen sobre ellos en forma de biopelícula, l o LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 4

60 que contribuye a la reducción de contaminantes a través de procesos aerobios d e degradación. Se establece una especie de simbiosis en la que la planta suministr a oxígeno a los microorganismos y aprovecha algunos productos resultantes de l metabolismo de los mismos, consiguiendo en condiciones adecuadas, crecer a ritmos muy elevados. Los helófitos, más usados en depuración son Typha, Scirpus, Phragmites y Carex. Otro elemento fundamental en el proceso de depuración por humedales es e l sedimento orgánico, que además de ser sustrato para el crecimiento microbiano, presenta una elevada capacidad de cambio que asegura la retención y posterio r transformación del material orgánico e inorgánico. Así mismo, juega un pape l fundamental en la dinámica del fósforo, cuyo principal mecanismo de eliminació n es, junto con la asimilación biótica, su adsorción a las arcillas y la precipitación y formación de complejos con Al, Fe y Ca presentes en los sedimentos. Se ofrece a continuación un resumen de los principales procesos físicos, químico s y biológicos que favorecen la depuración de aguas residuales en los humedales : - Sedimentación, filtración y degradación de sólidos en suspensión. - Fijación de metales pesados en los sedimentos. - Mineralización de la materia orgánica. - Asimilación vegetal e inmovilización microbiana de compuestos inorgánicos. - Amonificación, nitrificación y desnitrificación. - Volatilización del amonio desde las capas superficiales del sedimento. - Adsorción y precipitación química del fosfato con Al, Fe, Ca y minerales de l a arcilla. - Reducción de los niveles de sulfato. - Eliminación de patógenos por: sedimentación, muerte gradual, radiación UV, excreción de antibióticos por otros microorganismos y por las raíces de lo s helófitos. Numerosos estudios confirman la posibilidad de usar estos procesos en l a depuración de aguas residuales urbanas, (Hill, 1979 ; Radoux y Kemp, 1982; Brix, 1987 ; Radoux y Kemp, 1988 ; Brix y Schierup, 1989; Martín y Fernández, 1992 ; Moore et al., 1994). El inicio de esta tecnología hay que situarlo en las patente s del alemán K. Seidel del Max Planck Institute, con los sistemas conocidos com o "reed bed treatament system" (RBT) y "root zone method" (RZM), posteriormente, en Francia, Reino Unido, y otros países de Europa se fueron instalando plantas de este tipo, hasta la creación en 1985 del Grupo Europeo de Sistemas d e Tratamiento mediante Hidrófitas Emergentes (EHTS). Actualmente los humedale s artificiales son utilizados como sistemas depuradores, en diversos países : Dinamarca, Alemania, Reino Unido, Francia, Austria, Suiza, Bélgica, Luxemburgo, LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 5

61 Holanda y Suecia. En Estados Unidos se desarrollaron investigaciones sobre e l uso de humedales, aplicando métodos ligeramente diferentes a los europeos, lo s "Free Water System" (FWS) y "Subsurface Flow System" (SFS). Los estudios básicos sobre el potencial depurador de los humedales baj o diferentes condiciones de diseño se realizan en estaciones experimentales com o las situadas en Viville (Bélgica) ; Lallaing (Francia), Cambéréne (Senegal), Arcat a (California), Emmitsburg (Maryland) en EEUU y Mansilla en León (España) ; Particularmente interesante resulta la experiencia de la empresa Severn Tren t Limited en el Reino Unido, donde gestiona más de 1000 depuradoras de agua s residuales de pequeños núcleos de población (inferior a 2000 habitantes), sirviend o a 8.5 millones de consumidores, mediante Contactores Biológicos Rotativos y lechos de carrizo, con mínimo mantenimiento y 20 años de vida útil calculad a (Findlay, 1997). En España comienza a aplicarse esta tecnología, en algunas plantas de pequeñ o tamaño (García et al. 1997), y en dos EDAR con el sistema de humedales, que s e construirán a cargo de la Diputación Provincial de León, como fruto de la s experiencias de la Facultad de Biología de la Universidad de León (Ansola y d e Luis, 1994, Ansola et al. 1995). Pero destaca el proyecto, actualmente e n ejecución, de "Recuperación ambiental del tramo final del río Besós", para el que l a Comisión de las Comunidades Europeas concedió una ayuda del Fondo d e Cohesión por valor de millones de pesetas. Este proyecto incluye la implantación en el margen del río de un tratamiento terciario mediante una zon a húmeda artificial plantada con helófitos, para el efluente de la planta depuradora d e Montcada i Reixac que trata una población equivalente de habitante s (Alarcón et al., 1997). PROYECTO DE I+D DESARROLLADO EN GALASA: "EL USO D E HUMEDALES ARTIFICIALES EN LA DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES " Por otra parte, los trabajos relacionados con la utilización de humedales artificiales en la depuración de aguas residuales, se han centrado en el seguimiento de l a LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 6

62 eficacia depuradora del modelo diseñado. Se carece sin embargo, de estudio s detallados en los que se analice, bajo diferentes condiciones de trabajo, la eficaci a del proceso físico, químico y/o biológico responsable, en último término, de l a capacidad depuradora del sistema. GALASA, preocupada por cuestiones ambientales y preparando la aplicación de l a normativa europea, inició en diciembre de 1996 el Proyecto de I+D : EL USO DE HUMEDALES ARTIFICIALES EN LA DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES, dirigido Agustín Lahora, Técnico de Depuración de GALASA, con la doctora Ros a Gómez como investigadora, con una beca postdoctoral del Programa d e Investigación de Doctores en Empresas de la Subdirección de Investigació n Tecnológica y Desarrollo del Ministerio de Educación y Ciencia. El proyecto abarca dos objetivos generales : 1.- Analizar el potencial y la viabilidad del uso de humedales artificiales en l a depuración de aguas residuales urbanas en las condiciones ambientales d e nuestra zona geográfica, usando las especies vegetales autóctonas Phragmite s australis (cañota, carrizo) y Typha domínguensis (anea). 2.- Conocer, de forma experimental, el efecto que las principales variables d e diseño tienen sobre algunos de los procesos básicos de la depuración como son : mineralización de la materia orgánica, eliminación del nitrógeno y retención de lo s fosfatos. Para la realización del estudio se construyó en el recinto de la E.D.A.R. de Mojácar-Garrucha-Turre, una planta experimental financiada por GALASA. E l diseño experimental combina tratamientos que difieren con relación a las variables : tipo de flujo hidráulico, tipo de substrato, tiempo de retención y especie de helófito. La planta experimental consta de 4 series de, tratamientos, cada serie d e tratamientos se ha construido por duplicado para asegurar la fiabilidad de lo s resultados, lo que hace un total de 8 series. El régimen de trabajo es continuo, alimentada con agua procedente de lagunas anaerobias (en 3 de las series), o co n agua procedente de lagunas de maduración (en 1 de las series). Con ello se quiere testar la carga máxima admitida por el sistema y la viabilidad del uso de lo s humedales como tratamiento terciario. La alimentación de agua a las series est á automatizada y controlada por un sistema de motoválvulas dirigidas por u n autómata programable. Esta estructuración permite separar en el espacio los mecanismos responsable s del procesamiento y retención de sólidos, materia orgánica y nutrientes del agua, obteniendo así un mayor grado de control y manipulación de cada uno de lo s procesos implicados. El control del funcionamiento de la planta experimental se ha realizado mediante l a toma y análisis de muestras de agua y sedimento, así como la realización de ciertas experiencias bajo condiciones de laboratorio. Algunos de los parámetro s analizados durante el experimento son : LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 7

63 DBO5, DQO, sólidos en suspensión, nitrógeno total, nitratos, nitritos, amonio, fósforo total, procesos de mineralización, nitrificación-desnitrificación, adsorción d e fósforo al sedimento, evapotranspiración, temperatura del agua, gradiente de 02, ph, salinidad, conductividad, sulfatos, coliformes fecales, clorofila "a", acumulació n de materia sobre el sedimento, biomasa vegetal. Paralelamente se han analizado muestras de agua de las lagunas de la E.D.A.R. Mojácar-Garrucha-Turre (que da servicio a habitantes equivalentes), por l o que los resultados permiten comparar el rendimiento de humedales artificiale s frente al lagunaje, bajo las mismas condiciones climáticas y de influente, así com o establecer los criterios básicos de diseño para plantas de depuración a escala real, que podrían resolver los problemas de depuración de aguas, que presenta n algunos núcleos de población de la región. En la siguiente tabla se ofrecen algunos datos iniciales obtenidos para lo s parámetros exigidos por la Directiva /CEE (y los coliformes fecales, por s u importancia en la reutilización del agua), para el tratamiento alimentado con agu a procedente de la primera laguna de maduración de la EDAR de Mojácar-Garrucha - Turre : DBO5 (mg 0 211) DQO (mg 0 2/1) S' S. (mg/l) N - Tota l (mg/1) P _ Tota l (mg/1 ) Col. Fecales UFCIIO O m l Influente EDAR x 106 Efluente EDAR Efluente humedal Directiv a 91/271/CEE Se observa que el efluente de la EDAR de lagunaje cumple con la normativa en l o referente a DB05, DQO y sólidos en suspensión, pero no en lo relativo a nitrógen o total y fósforo total para "zonas sensibles", situación bastante común en el resto d e las EDAR de la zona. En el periodo analizado, el humedal, además de la disminución eficaz de la carg a orgánica y los sólidos, consigue concentraciones de nitrógeno y fósforo total, suficientes para cumplir la actual legislación en lo referente al vertido a "zona s sensibles". La depuración de aguas residuales mediante humedales artificiale s también consigue espectaculares reducciones de microorganismos patógeno s (hasta la fecha no se han detectado coliformes fecales en la salida del humedal). Por otra parte el efluente es totalmente transparente, alcanzando calidad cristalina, LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 8

64 a diferencia del procedente del lagunaje que presenta coloraciones verdosa s debidas a las microalgas que transporta. Además, los humedales presentan otras ventajas : - No generan lodos, que se mineralizan totalmente. - Bajos costes de construcción, energía y explotación. - Sencillez de mantenimiento, aunque precisan un adecuado seguimiento. - Son sistemas flexibles y poco susceptibles a cambios en caudales y carga de l influente. - La biomasa vegetal actúa como aislante del sedimento, lo que asegura un a intensa actividad microbiana en todas las estaciones del año. - No generan olores, integrándose extremadamente bien con el paisaje. - No suelen aparecer problemas de moscas y mosquitos si no se deja emerger l a capa de agua. - Incrementan la diversidad ambiental de la zona con la creación de un hábitat par a la fauna. Inconvenientes : - Criterios de diseño y funcionamiento no suficientemente conocidos. - Desconocimiento de procesos biológicos e hidrológicos que intervienen. - Necesidad de dos o tres estaciones de crecimiento de las plantas para llegar a l máximo rendimiento. - Pérdidas de caudal por evapotranspiración con aumento de la salinidad de l efluente. Resultados obtenidos en nuestras instalaciones indican que los humedale s artificiales, al menos con las especies de macrófitos ensayadas, no admiten carga s orgánicas muy altas, por lo que no deben ser alimentados directamente con a g ua bruta, ni con agua pretratada o con tratamiento primario (eliminación de sólidos). Se deben alimentar con influentes de baja carga o que hayan recibido u n tratamiento secundario. En definitiva, según nuestras experiencias, el tratamiento de aguas residuale s urbanas mediante humedales artificiales, constituye un magnífico tratamient o terciario de bajo coste para la eliminación de nutrientes, patógenos y clarificado r del efluente, complementario con EDAR de cualquier tecnología, ya sea de baj o coste o convencionales, cuando se precise un vertido con bajo contenido e n nutrientes y/o patógenos. También pueden usarse para tratar los caudale s LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 9

65 pluviales que no pueden ser admitidos por la EDAR, escorrentías, drenajes d e cultivos, etc. Los resultados positivos y los parámetros de diseño ajustados con la plant a experimental, han aportado gran cantidad de información, por lo que se proyect a construir humedales artificiales a escala real, como complemento de alguna s EDAR ya existentes en el Levante Almeriense. El humedal puede considerarse como un reactor biológico tipo "proceso biopelícul a sumergida", con aireación natural, en el que las plantas emergentes toman oxígen o de su parte aérea para introducirlo en la sumergida a través de los rizomas. S e crea un mosaico de zonas aerobias y anaerobias próximas entre si, que favorece n los procesos de descomposición de la materia orgánica, nitrificación, desnitrificación, precipitación de fosfatos y muerte de patógenos. Existen algunas experiencias de vertido directo de aguas residuales a humedale s naturales para aprovechar su efecto depurador, pero este sistema se debe usa r sólo en casos excepcionales, ya que es necesario un control para evitar daño s irreversibles al ecosistema y eliminar otros aspectos negativos, lo que requier e realizar el proceso dentro de un recinto cerrado e impermeable, que permita elegi r la ubicación, tipo de sustrato, flujo y vegetación óptimos para el proceso. A escala real, un humedal artificial construido con flujo subsuperficial, consistiría e n dos o más compartimentos, conectados en serie o en paralelo (preferiblemente co n ambas posibilidades), donde se plantan una o varias especies de helófitos (ve r Fiqura). Los compartimentos de forma rectangular o irregular (adaptándose a l terreno), tendrían una profundidad de 60 a 80 cm, con un tratamient o impermeabilizante (preferiblemente lámina sintética), relleno con grava o piedr a machacada de alto contenido en calcio y hierro, de granulometría apropiada. El. agua entra por uno de sus extremos, y se reparte a través de un tubo o canal co n varias salidas, atravesando la zona de grava sembrada con los helófitos. En el otr o extremo, el agua es recogida mediante una tubería perforada situada en el fondo. El nivel máximo del lecho se regula variando la posición del tubo de salida, d e manera que no aflore la lámina de agua y se mantenga unos centímetros po r debajo de la grava. Para el correcto funcionamiento, es fundamental asegurar u n tiempo de retención y una distribución uniforme del afluente, por lo que se puede n construir muros u otras estructuras que fuercen el agua a realizar un recorrid o mayor. En las entradas y salidas se suelen situar gaviones de elementos grueso s para evitar colmataciones. Se debe disponer de una zona de rebose para evacua r caudales en exceso, así como un desagüe de fondo. Los resultados iniciale s indican que la superficie necesaria sería de 2-5 m 2/habitante para influentes si n tratamiento secundario o muy cargados, y de 1-2 m 2/habitante para tratamiento s terciarios. Estos sistemas se pueden combinar con cualquier otro método de depuración, consiguiendo la eliminación complementaria de nutrientes. Están especialmente indicados para pequeñas comunidades rurales, donde se pueden colocar a continuación de fosas sépticas o tanques de sedimentación. LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 10

66 Comprobado el positivo efecto de las plantas sobre la calidad del agua, parec e aconsejable mantener la vegetación en riberas y humedales con alamedas, tarayales, carrizales y aneales, como método para amortiguar y proteger corriente s y masas de agua frente a la eutrofización. Se ha comprobado que e l encauzamiento de ríos, con destrucción de la vegetación de sus riberas h a ocasionado un súbito empeoramiento de la calidad aguas abajo, al aumentar l a velocidad y desaparecer el filtro para los nutrientes que suponen los macrófitos. BIBLIOGRAFÍA ALARCÓN, A. ; KOLB, P. & MARULL, J Recuperación medioambiental de l tramo final del río Besós. Bio 10 :7-11. ANSOLA, G. & DE LUIS, E Concentración de nutrientes en helófito s acuáticos utilizados en depuración de agua residual. Limnetica. 10 (1) : ANSOLA, G. ; FERNANDEZ, C. & DE LUIS, E Removal of organic matte r and nutrieras from urban wastewater by using an experimental emergent aquati c macrophyte system. Eco/ogical Engineering. 5 : APHA, AWWA & WPCF Métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales. Ediciones Díaz de Santos. Madrid. BRIX, H Treatment of wastewater in the rhizosphere of wetland plants-th e root zone method. Water. Sci. Technol. 19 : BRIX, H. & SCHIERUP H.H The use of aquatic macrophytes in waterpollution control. Amblo 18 (2): COLLADO, R Aplicación de macrófitas a la depuración de aguas residuales. Curso de Aplicación de Tecnologías Blandas a la depuración de aguas residuales. Proyecto Agua. EGEVASA. Valencia. COLMENAREJO, M Tratamientos de aguas residuales urbanas (I+D). En : La calidad de las aguas continentales españolas. Estado actual e investigación GEOFORMA. Logroño. EPA Subsurface flow constructed wetlands for wastewater treatament. A technology Assessment. Municipal Technology Branch. Washington. ESTEINER, G.R. ; WATSON, J.T. & CHOATE, K.D General desing, Construction, Operation Guidelines for Small Constructed Wetlands Wastewate r Treatment System. LEWIS PUBLISHER FINDLAY, G.E El proceso de CBR y lechos de juncos de Severn Trent. Curso de Aplicación de Tecnologías Blandas a la depuración de aguas residuales. Proyecto Agua. EGEVASA. Valencia. LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 11

67 GARCÍA, J. RUIZ, A. & JUNQUERTAS, X Depuración de aguas residuale s urbanas mediante humedales construidos. Tecnología del Agua. 165: HILL, B.H Uptake and release of nutrients by aquatic macrophytes. Botany. 7: Aquatic MARTÍN, I. & FERNÁNDEZ, J Nutrient dynamics and growth of a cattail cro p (Typha latífolia) developed in an effluent with high eutrophic potential-application t o wastewater purification systems Bioresource Technology 42:7-12. MOORE, B.C. ; J.E. LAFER, W.H. FUNK Influence of aquatic macrophyte s on phosphorus and sediment porewater chemistry in a freshwater wetland. Aquatic Botany 49: OECD Eutrophisation des eaux; Méthodes de surveillance, d'evaluation el de lutte. Organisation de Coopération et de Développement Economiques. Paris. RADOUX, M. & KEMP, D Approche ecologique et expérimentale de s potentialités épuratrices de quelques hélophytes : Phragmites australis, Typh a latifolia et Carex acuta. Trib. Cebedau. 35: RADOUX, M. & KEMP, D Epuration comparée des eaux usées domestique s par trois plantations hélophytiques et par un lagunage á microphytes sous u n méme climat tempéré Acta Oecol. Applicata 9 (1): LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 12

68 Cuadro1., CRITERIOS PARA LA DETERMINACIÓN DE ZONAS SENSIBLES Y MENO S SENSIBLE S (REAL DECRETO ) 1. Zonas sensibles Se considerará que un medio acuático es zona sensible si puede incluirse en un o de los siguientes grupos : Lagos, lagunas, embalses, estuarios y aguas marítimas que sean eutróficos o qu e podrían llegar a ser eutróficos en un futuro próximo si no se adoptan medidas d e protección. Podrán tenerse en cuenta los siguientes elementos en la consideración de l nutriente que deba ser reducido con un tratamiento adicional : 1. Lagos y cursos de agua que desemboquen en lagos, lagunas, embalses, bahías cerradas que tengan un intercambio de aguas escaso y en los que por l o tanto, puede producirse una acumulación. En dichas zonas conviene prever l a eliminación de fósforo a no ser que se demuestre que dicha eliminación no tendr á consecuencias sobre el nivel de eutrofización. También podrá considerarse l a eliminación de nitrógeno cuando se realicen vertidos de grandes aglomeracione s urbanas. 2. Estuarios, bahías y otras aguas marítimas que tengan un intercambio de agua s escaso o que reciban gran cantidad de nutrientes. Los vertidos de aglomeracione s pequeñas tienen normalmente poca importancia en dichas zonas, pero para la s grandes aglomeraciones deberá incluirse la eliminación de fósforo y/o nitrógeno a menos que se demuestre que su eliminación no tendrá consecuencias sobre e l nivel de eutrofización. Aguas continentales superficiales destinadas a la obtención de agua potable qu e podrían contener una concentración de nitratos superior a la que establecen la s disposiciones pertinentes del Real Decreto 927/1988, de 29 de julio, por el que s e aprueba el Reglamento de la administración Pública del Agua y de la Planificació n Hidrológica. Masas de agua en las que sea necesario un tratamiento adicional al tratamient o secundario establecido en el artículo 5 del Real Decreto-Ley y en este Rea l Decreto para cumplir lo establecido en la normativa comunitaria. II. Zonas menos sensibles Un medio o zona de agua marina podrá catalogarse como zona menos sensibl e cuando el vertido de aguas residuales no tenga efectos negativos sobre el medi o ambiente debido a la morfología, hidrología o condiciones hidráulicas específica s existentes en esta zona. LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 13

69 Al determinar las zonas menos sensibles, se tomará en consideración el riesgo d e que la carga vertida pueda desplazarse a zonas adyacentes y ser perjudicial par a el medio ambiente. Para determinar las zonas menos sensibles se tendrán en cuenta los siguiente s elementos : Bahías abiertas, estuarios y otra aguas marítimas con un intercambio de agu a bueno y que no tengan eutrofización o agotamiento del oxígeno, o en las que s e considere que es improbable que lleguen a desarrollarse fenómenos d e eutrofización o de agotamiento del oxígeno por el vertido de aguas residuale s urbanas. Cuadro 2. REQUISITOS DE VERTIDOS DE AGUAS RESIDUALE S (DIRECTIVA 91/271/CEE ) Requisitos procedentes de instalaciones de tratamiento de aguas residuale s urbanas realizadas en zonas sensibles cuyas aguas sean eutróficas o tenga n tendencia a serlo en un futuro próximo. Según la situación local, se podrá aplica r uno o los dos parámetros. Se aplicarán el valor de concentración o el porcentaje d e reducción. PARÁMETROS CONCENTRACIÓN PORCENTAJ E MÍNIMO DE REDUCCIÓN ( 1 ) MÉTODO MEDIDA REFERENCIA Fósforo total 2 mg/1 P (de Espectrofotometrí a a 1000 h.e. ) de absorción molecula r 1 mg/i P (más de h.e. ) 15 mg/1 N (de Espectrofotometrí a a 1000 h.e.) de absorción Nitrógeno total molecula r (2) 10 mg/1 N (más d e h.e.) DE DE LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 1 4

70 (1) Reducción relacionada con la carga de entrada. (2) Nitrógeno total equivale a la suma del nitrógeno Kjeldahl total (N orgánico + NH 3), nitrógeno en forma de nitrato (NO 3) y nitrógeno en forma de nitrito (NO 2). (3) Alternativamente el promedio diario no deberá superar los 20 mg/l N. Este requisito se refiere a una temperatura del agua de 12 C o más durante e l funcionamiento del reactor biológico de la instalación de tratamiento de agua s residuales. En sustitución del requisito relativo a la temperatura, se podrá aplica r una limitación del tiempo de funcionamiento que tenga en cuenta las condicione s climáticas regionales. FIGURA. Esquema de humedal artificial con macrófitos emergentes y fluj o subsuperficial. LOS HUMEDALES ARTIFICIALES COMO TRATAMIENTO TERCIARIO Pág. 15

71 ESTUDIO UNIVERSIDAD

72 ACCIÓN DEPURADORA DE ALGUNAS PLANTAS ACUÁTICAS SOBRE LAS AGUA S RESIDUALES Rodríguez Pérez de Agreda Celia l ', Díaz Marrero Miguel 2 Julia María 2, Guerra Díaz Luis2, Hernández de Armas 1 Centro de Investigaciones Hidráulicas. Instituto Superior Politécnico "José A. Echeverría" (ISPJAE). Calle 127 s/n Carretera del Central "Manuel Martínez Prieto". Ciudad de La Habana, Cuba. 2 Facultad de Ingeniería Química. Instituto Superior Politécnico "José A. Echeverría"(ISPJAE). Ciudad de La Habana, Cuba. RESUME N En este trabajo se presenta un estudio comparativo acerca de la capacidad depuradora de cinc o plantas acuáticas flotantes sobre las aguas residuales. Para analizar el efecto depurador de las plantas se trabajó además con controles (sin plantas) los cuales funcionaron como lagunas d e estabilización. Los resultados obtenidos demuestran que mediante el uso de estas plantas se pueden obtene r buenas eficiencias en la remoción de los contaminantes más comunes de las aguas residuale s domésticas, siendo significativo las remociones en carga de nitrógeno entre 7 y 38 kg de NTK/Ha.d y cargas de fósforo entre 0,9 y 13 kg de PtIHa.d, observándose que el tamaño de la planta así como s u sistema radicular influyen en la remoción de contaminantes. Las plantas utilizadas presentan velocidades de crecimiento entre 123 y 487 g/m 2.d (peso húmedo), con un contenido de proteínas entre 25 y 30% (base seca). Palabrasclaves : aguas residuales, tratamiento de aguas residuales, plantas acuáticas, jacinto d e agua y lemna INTRODUCCIÓN La depuración de aguas residuales es una necesidad imperiosa de la sociedad moderna debido a l peligro que significan estas aguas. Sin embargo, en los países en vías de desarrollo los método s convencionales para su tratamiento son impracticables, debido a sus altos costos de operación y mantenimiento, de aquí la necesidad de buscar métodos de bajo costo en los que pueda obteners e algún subproducto. Los sistemas de tratamiento acuáticos son una variante adecuada para la depuración de estas agua s (Tchobanoglous G ; Rodríguez C. et al 1992). En ellos las plantas acuáticas funcionan com o filtros biológicos removiendo sustancias tanto biodegradables como no biodegradables, nutrientes, sustancias tóxicas y microorganismos patógenos (Lord R.1982). Estos sistemas aunque son de baj o costo han sido desarrollados fundamentalmente en países desarrollados debido a la calidad de lo s afluentes obtenidos (Tchobanoglous G ; Kawai H. et al 1987 ; Oron G. 1989). Por otra parte las plantas cosechadas en los sistemas de tratamiento pueden ser utilizadas en l a alimentación animal y en la producción de biogas, entre otras alternativas (Reddy K R and Sutton D 1984; Oron G. et al 1987 ; Rodríguez C. et al 1995a ; Rodríguez C. et al 1995b). En este trabajo se presentan de forma resumida algunos de los resultados obtenidos al comparar l a capacidad depuradora de cinco plantas acuáticas : jacinto de agua, lemna, pistia, salvinia, azolla.

73 MATERIALES Y MÉTODO S Los estudios se realizaron a nivel de planta piloto la cual se encuentra ubicada en áreas del Instituto Superior Politécnico "José A. Echeverría". Los estanques utilizados como lagunas o lagunas co n plantas presentaron las siguientes dimensiones : 0.74m de ancho superior, 0.51 m de ancho inferior, 1.50m de largo y 0.56m de profundidad, siendo el área superficial de 1.11 m 2 y el volumen de 0.47m3 para una profundidad efectiva de 0.50m de profundidad. A estos estanques se les suministraban d e forma continua las aguas residuales provenientes de una comunidad cercana ; dichas aguas era n previamente bombeadas a unos tanques almacenadores a partir de los cuales se alimentaban lo s estanques. Las muestras de agua fueron tomadas a la entrada y la salida de cada estanque, después que cad a sistema se encontraba en el estado estacionario. A estas muestras se les determinaron según lo s Métodos Standart (1985) : DBO, NTK, PT, SST y Coliformes Fecales (CF), estas tres última s pruebas no se les realizaron a todas las muestras. A las plantas cosechadas se les determin ó humedad y nitrógeno. La velocidad de crecimiento de las plantas se determinó semanalmente por diferencia de pesada, manteniendo las siguientes densidades de las plantas : jacinto de agua (5 kglm 2), lemna (1 kglm 2 ), pistia (5 kglm 2), salvinia (2 kg/m2) y azolla (1,7 kg/m2). Las pruebas de digestibilidad de las plantas se realizaron en cerdos en crecimientos, sustituyéndos e el 20% de la proteína de la dieta por la de plantas, estas pruebas se realizaron en el Instituto d e Investigaciones Porcinas. RESULTADOS DE DISCUSIÓ N Los resultados obtenidos demuestran que mediante el uso de plantas acuáticas flotantes se puede n lograr buenas eficiencias en la remoción de los contaminantes más comunes de las aguas residuale s domésticas, siendo el jacinto de agua la planta más eficiente, lográndose remociones de hasta 70 % en DBO con cargas orgánicas de 510 kg/m 2.d y tan solo 1 día de tiempo de retención, mientras l a azolla fue la de menor eficiencia. (Tabla No.1 ) Tabla No.1 : Remoción de Contaminantes por las Plantas o Laguna s PLANTA CO TR DB O NTK PT SST C F A E A E A E A E A E Salvinia Pistia Azolla 61 6, , 8 Lemna 61 6, , 8 Azolla 116 3, , 1 Lemna 116 3, , 9 Laguna *23 29 *13 5 *2, ,1x107 2,9x105 Jacinto , ,1x107 1,3x105 Laguna 340 1,5 120 *36 24 *17 4 *2, Jacinto 340 1, , Laguna *43 25 *16 6 *2, ,1x107 2,5x10 6 Jacinto , ,7x107 1,1x106 Leyenda : CO = carga orgánica (kg DBO/Ha.d) SST = sólidos suspendidos totales (mg/1 ) TR = tiempo de retención (días) CF = coliformes fecales (NMP/100 ml ) DBO = demanda bioquímica de oxígeno * = parte soluble del efluent e (mg/1 ) NTK = nitrógeno total Kjeldal (mg/1) A = afluente E = efluent e

74 Otro aspecto analizado fue la producción de biomasa de plantas (Tabla No.2). Como se pued e apreciar, para las condiciones climáticas de Cuba se obtienen altas velocidades de crecimiento par a todas las plantas estudiadas, pudiéndose lograr además altos rendimientos en proteínas (en base a l nitrógeno). Tabla No. 2 : Características de las Plantas estudiadas PLANTAS HUMEDA D (%) PROTEÍN A (%) (peso seco) VELOCIDAD DE CRECIMIENT O (g/m2, d ) (peso húmedo) RENDIMIENTO (T/Ha.año) (peso húmedo ) Proteína Planta Jacinto Salvinia Pistia ,2 5 3 Lemna ,6 2 2 Azolla ,3 3 2 Para evaluar la posibilidad de utilización de las plantas cosechadas en los sistemas de tratamiento s e realizó un estudio de la digestibilidad en cerdos, siendo las plantas estudiadas : jacinto de agua, lemna y azolla. Los resultados demuestran que estas plantas pueden ser utilizadas com o complemento de la dieta de los animales, siendo la azolla la planta que presentó los mejore s resultados seguida por la lemna y por último el jacinto de agua. (Tabla No.3). Tabla No.3 : Digestibilidad prececal en cerdos en crecimiento DIGESTIBILIDA D Materia Orgánica Nitrógen o Bazal 82,8 70, 8 Azolla 79,9 65, 1 Lemna 76,9 63, 7 Jacinto de Agua 73,9 51,2 CONCLUSIONE S Las plantas acuáticas son una buena alternativa para la depuración de las aguas residuale s domésticas, pudiéndose eliminar cargas de nitrógeno entre 7 y 38 kg de NTK/Ha.d y cargas d e fósforo entre 0,9 y 13 kg de PT/Ha.d, observándose además que existe relación entre la remoció n de contaminantes y el tamaño de las plantas así como su sistema radicular. Las plantas crecidas en estos sistemas de tratamiento presentan altas velocidades de crecimiento y valores de proteína entre 25 y 30% (base seca). La azolla y la lemna son las plantas que presentan las mayores posibilidades como suplemento en l a alimentación animal.

75 REFERENCIA S Kawai H. et al (1987) Pilot-Scale Experiments in water hyacinth lagoon for wastewater treatment. Wat. Sci. Tech 19, Lord R.D (1982) Uso de plantas acuáticas para el tratamiento de aguas residuales. Serie bibliográfica, C.P.E.H.S., OPS, OMS. Oran G. et al (1987) Performance of duckweed species lemna gibba on municipal wastewater fo r effluent renovation and protein production. Biotech and Bioeng 29, Oron G. and Willers H. (1989) Effect of waste quality on treatment efficiency with duckweed. Wat. Sci. Tech 21, Reedy K.R. and Sutton D. (1984) Water Hyacinth for water quality improvement and biomass production. J.Env.Qual 13, 1, 1-8. Rodríguez C. et al (1992) Determinación de los parámetros de operación de canales para l a depuración de las aguas residuales mediante el jacinto de agua. Informe Técnico a la Academia d e Ciencias de Cuba. Rodríguez C. et al (1995a) Biogas and Biomass production in swine waste treatment. In Earth Conference on Biomass for Energy, Development and the Enviroment. Ciudad de La Habana, Cuba. Rodríguez C. y Montalvo S (1995b) Evaluation of Biogas Potential Production from water hyacinth. In Earth Conference on Biomass for Energy, Development and the Enviroment. Ciudad de La Habana, Cuba. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1985) 13 Ed. APHA and AWWA Tchobanoglous G. et al (1986) Evaluation and Performance of City of San Diego Pilot Scale. Aquati c wastewater treatment systems using water hyacinth. In 60th Annual Conference of the WPCF, Philadelfia. PA. Tchobanoglous G. (1987) Aquatic plant systems for wastewater treatment : Engineering consideration. In Aquatic Plants for water treatment and resource. Recoveryt Orlando F.L. p.p 1031

76 CURRICULUM VITA E Celia Rodríguez Pérez de Agreda. Graduada en 1972 como Licenciada en Bioquímica en l a Universidad de La Habana. Trabajó hasta 1981 como investigadora en la rama de virología en e l Centro Nacional de Investigaciones Científicas. Desde 1981 hasta la fecha trabaja com o investigadora en el Cento de Investigaciones Hidráulicas perteneciente al Instituto Superio r Politécnico "José A. Echeverría", es especialista en Tratamiento de Aguas Residuales y desde trabaja en el tema del Tratamiento de la Aguas Residuales mediante Plantas Acuáticas, aplicados a los residuales domésticos y porcinos. Ha publicado más de 25 artículos en revistas e informe s técnicos y presentado más de 35 ponencias en eventos sobre tratamiento de aguas residuales, h a impartido cursos de pre y posgrado en este tema.

77 - LI

78 Alternative options for passive treatment systems of acid Goal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPIVI -IST IMCL - LIMEIS A EUROPEAN COMMISSION DG XVII-ENERGY Coal Research Progran ne ECSC Research contract n 7220-AF/01 5 " ALTERNATIVE OPTIONS FOIL PASSIvE TREATMENT SYSTEMS OF AcID GOAL MINE DRAINAGE " Perfbnned by : ESTUDIOS Y PROYECTOS MINEROS. S.A., (SP ) LIGNITOS DE MEIRAMA, S.A., (SP ) INSTITUTO SUPERIOR 'TÉCNICO, (P) INTERNATIONAL MINING CONSULTANT, (UK ) INFORME FINAL Abril_ 2000

79 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n" 7220-AF/015 EPM -IS T IMCL - LIMEIS A Este documento es el informe final del proyecto de investigación n 7220-AF/015, denominad o "Alternative options for passive treatinent systems óf acid coal mine drainage", incluido en el campo de investigaciónmining Infraestructura and Management, de la Dirección General XVII. Fue aprobado definitivamente el día 1 de septiembre de fecha en la que se iniciaron los trabajos, y se concluyó el 31 de diciembre de 1999, al ser prorrogado un semestre sobre su duración inicial. En su realización han participado : S ESTUDIOS Y PROYECTOS MINEROS, S.A., (E.P.M.), como coordinador del proyecto. $ LIGNITOS DE MEIRAMA, S.A., (LIMEISA). S INSTITUTO SUPERIORI'ECNICO, (IST). S international MINING CONSULTANT, LI"D (IMC).

80 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AE!015 EPM -IST I.MCL - LIMEISA 1-1. INTERESDEL PROYECTO La generación de drenajes ácidos constituye uno de los principales problemas de contaminación de la s aguas en las minas metálicas y de carbón. Cuando las explotaciones están en operación, estos efluente s pueden ser tratados en plantas activas de tratamiento antes de su vertido, pero en las explotacione s abandonadas, donde no es posible mantener una intervención constante, los drenajes ácidos llega n directamente a los cauces naturales contaminando sus aguas. Buscando dar una solución a este problema, desde principios de los 80 la investigación se ha centrado en el desarrollo de métodos de tratamiento pasivo, con requerimientos de operación y mantenimient o mínimos, frente a los sistemas de tratamiento activo de aguas ácidas en plantas convencionales. En España hay un gran número de pequeñas minas metálicas y de carbón abandonadas con problemas de aguas ácidas en las que los sistemas de tratamiento pasivo son la única solució n; y lo mismo sucede con las grandes explotaciones de carbón para las que se está planeando su clausura y cierre a cort o plazo. Pero las experiencias de implantación de este tipo de sistemas son muy limitadas, y se reduce n a actuaciones puntuales realizadas por la Administración y.por algunos operadores mineros. Lo mismo sucede en el resto de los países de la Unión Europea, prácticamente con la única excepción del Reino Unido, donde desde hace años se están aplicando con éxito sistemas de tratamiento pasiv o desarrollados en Estados Unidos y Canadá, tanto para el tratamiento puntual de drenajes ácidos generados en explotaciones mineras inactivas y clausuradas, como para la regeneración integral d e cuencas mineras abandonadas. Esta situación hace evidente la necesidad de promover la utilización de este tipo de sistemas de tratamiento ante los operadores mineros v las administraciones públicas. 1-1

81 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF'O15 EPM - IS'l IMCL - LIMEIS A 1-2. OBJETIVOS El objetivo principal bajo el que se plantea este proyecto es profilndizar en diversos aspectos de lo s sistemas pasivos de tratamiento de aguas ácidas desarrollados hasta el momento, a fui de fijar parámetros de diseño que permitan utilizarlos fácilmente y con garantías en la clausura y cier re de explotaciones mineras y en minas inactivas abandonadas que presenten problemas de aguas ácidas. Para alcanzar este objetivo, se han seguido las siguientes líneas prioritarias de investigación : S Ensayo y evaluación de distintos sistemas de tratamiento para determinar su efectividad y su s parámetros de diseño y operación. S Determinación de requerimientos de pre y postratamiento y su influencia en la mejora de la calidad final del agua. S Determinación de los parámetros que determinan la eficacia y longevidad de cada sistema y s u relación con variables externas e internas (temperatura, cambios en el ph, caudal, concentració n de contaminantes, etc.). S Estudio de los precipitados metálicos y subproductos generados en el proceso de tratamient o para determinar sus posibilidades de vertido y reutilización. S Evaluación de la factibilidad económica de los sistemas ensayados. 1-2

82 Alternativo options for passive treatment systems of acid Goal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A I-3. PLANTEAMIENTOY DESARROLLO DELPROYECTO Para alcanzar los objetivos y desarrollar la lineas de investigación asignadas a este proyecto, y ante la inexistencia en España, en el momento en el que éste se inició, de sistemas de tratamiento pasivo en funcionamiento, a excepción de simulaciones de laboratorio realizadas en la Escuela Técnica Superio r de Ingenieros de Minas de Oviedo, se planteó basar el proyecto en la construcción a escala real d e varias unidades de tratamiento pasivo de aguas ácidas, en la escombrera exterior de la mina de lignit o que LIMEISA explota en el término municipal de Cerceda (La Coruña, España). Con este planteamiento, el proyecto se ha desarrollado en cuatro fases consecutivas, cada una de la s cuales aporta la información necesaria pata el desarrollo de la siguiente. 1. FASE DE PREPARACIÓN Y DEFINICIÓN DEL PROYECTO. Durante esta fase s e realizaron una serie de trabajos previos encaminados a definir la zona de actuación, caracterizar los efluentes ácidos y los sistemas de tratamiento que se construirían posteriormente REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA. Esta fase sse consideró básica para realizar un correcto planteamiento teórico e incorporar al proyecto las nuevas tendencias de tratamiento y las últimas conclusiones alcanzadas por los organismos e investigadores pioneros en est e tipo de sistemas de tratamiento. Como parte de esta fase se visitaron varias minas del Reino Unido en las que están funcionando sistemas de tratamiento pasivo, y se ha asistido a varios congreso s relacionados con el agua en la minería, en dos de los cuales se presentó comunicación. Duración : Todo el proyecto 1-3

83 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LLMEISA 1.2. IDENTIFICACIÓN Y ANÁLISIS DE EFLUENTES ÁCIDOS. Su objetivo e s conocer la composición química y el caudal de los drenajes ácidos que podrían constituir el agua de entrada a los sistemas de tratamiento. Para ello, tras el reconocimiento del terreno y la localización de los drenajes ácidos asociados a l a escombrera, se realizó una campaña de recogida y análisis de muestras de agua, con medida del caudal en cada punto de muestreo. Duración : 4 meses (septiembre a diciembre de 1997) 1.3. SELECCIÓN Y CARACIERIZACIÓN DE EFLUENTES. Para determinar qué métodos y sistemas de tratamiento pasivo era posible ensayar, los distintos efluente s ácidos se caracterizaron en fimción de los parámetros que la bibliografia señala com o críticos respecto a la posibilidad y/o la conveniencia de utilizar un sistema u otro d e tratamiento. En función de ello y de cuestiones de otra índole (disponibilidad de espacio, estabilidad, etc.), finalmente se seleccionaros dos efluentes para realizar la experiencia. Duración : 1 mes (enero de 1998). 2. FASE DE DISEÑO DISEÑO CONCEPTUAL. Tomando como base de partida la ca racterización realizada en la etapa anterior, se hizo un diseño conceptual de la secuencia de tratamiento má s adecuada, con distintas alternativas de pretratamiento. tratamiento y postratimiento. Esta secuencia de tratamiento se concretó en dos líneas independientes. Una de fluj o horizontal, compuesta por una balsa orgánica un drenaje anóxico calizo y una balsa d e oxidación - precipitación, y la otra de flujo vertical, compuesta por un S.A.P.S. (sistema de producción sucesiva de alcalinidad) y un sistema de ciénagas aerobias. 1-4

84 Alternative options for passive treatment systems of acid coa( mine drainag e ECSC Aereement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A 2.2. REALIZACIÓN DEL PROYECTO DE CONS IRUCCI N. Las distintas unidades que componen las líneas de tratamiento se dimensionaron y se elaboraron los planos d e obra. En esta fase se determinaron y concretaron todos los aspectos técnicos necesarios para la construcción y el buen funcionamiento de las líneas (materiales, sistemas de impermeabilización, aforadores, cunetas de protección, mecanismos de distribución y flujo del agua, etc.). Duración : 3 meses (febrero, marzo y abril de 1998). 3. FASE DE CONSTRUCCIÓN. Todas las unidades de tratamiento se construyeron en balsa s excavadas e impermeabilizadas con lámina de polietileno de alta densidad. La mala calidad d e los materiales excavados y la fuertes precipitaciones, dificultaron grandemente las obras, provocando un retraso de casi cuatro meses sobre el calendario previsto. Duración : 6 meses (abril a septiembre de 1998). 4. FASE DE SEGUIMIENTO. El objetivo que se asignó a esta fase fue crear una base de dato s amplia con los resultados analíticos de muestras de agua tomadas en la entrada, salida y punto s intermedios de las dos líneas de tratamiento, que permitiera evaluar su funcionamiento. Además, se hizo un seguimiento de otros aspectos relacionados con el fiuncionamiento y mantenimiento de las lineas de tratamiento (crecimiento de las plantas, evolución de los sustratos, estado de las conducciones de agua, etc.). Duración: 15 meses (septiembre de 1998 a diciembre de 1999) 1-5

85 Altemative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Aereement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A 5. ANÁLISIS DE RESULTADOS Y CONCLUSIONES. El análisis de resultados se concretan cuatro aspectos principales : S Eficacia global de los sistemas empleados y evolución de su eficacia en el tiempo. S Relación entre variables internas (composición del agua, caudal, etc.) y externas (temperatura, precipitación), e influencia de éstas en el fiincionamiento de los sistemas. S Resultados obtenidos en relación a los criterios de dimensionamiento aplicados. S Necesidades de mantenimiento y longevidad. A lo largo de todo el proyecto se ha venido haciendo un análisis parcial de los resultado s obtenidos, centrado exclusivamente en determinar si las líneas de tratamiento funcionaban o no. con respecto a la elevación del ph del agua y la eliminación de metales.

86 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement AF/015 EFIvi -IST IMCL -LIMEIS A 1.4. CRONOGRAMA DEL PROYECTO 1 e` SEMESTRE julio - diciembre, 1997 FASE D E PREPARACIÓN REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA IDENTIFICACIÓN Y ANÁLISIS D E DRENAJES ÁCIDO S FASE D E CONSTRUCCIÓN FASE DE SEGUIMIENTO FASE DE CONCLUSIONE S 2" SEMESTR E enero-junio,199s MAR ABR CARACTERIZACIÓN Y DISEÑO CONCEPTUA L 3 r SEMESTRE julio - diciembre, 1998 OCT 5 SEMESTRE julio - diciembre, 1999 MA Y JUN NOV 1-7

87 Alternativo options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM -IS T IMCL - LIMEISA

88 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LINIF_ISA I1I-1. INTRODUCCIÓN En función de la naturaleza de los procesos y reacciones en los que se basa el tratamiento del agua, lo s sistema de tratamiento pasivo pueden clasificarse en tres grupos, Tabla III-1 y Figura ITI.1. TABLA III-l. SIS'T'EMAS DE1'RATAMIENTO PASIVO. CONDICIONES PROCESO TÉCNICAS BAS E QUÍMICA Anaerobias Aerobias Neutralización po r disolución de caliza Drenaje anóxico calizo Canales abiertos balsas calizas, etc. calizos, BAS E BIOLÓGICA Aerobias Anaerobias Oxidación e hidrólisis catalizada po r bacterias. Reducción del sulfato. bacteriana Ciénagas aerobias -Ciénagas anaerobia s -Balsas orgánicas -Biorreactore s SISTEMA S MIXTOS Anaerobias Reducción bacteriana del sulfato. Neutralización/oxidac i ón química. Sistemas de producció n sucesiva de alcalinidad Los sistemas de base química actúan en una secuencia de neutralización, oxidación y precipitación utilizando caliza como agente neutralizante. Su técnica más representativa son los drenajes atóxicos calizos (Anoxic Limestone Drain, ALD, o Passive Anoxic Limestone Drain, PALD). En el funcionamiento de los sistemas de base biológica están implicados diversos proceso s microbianos y de acción biológica, entre los que la reducción bacteriana del sulfato y la oxidación e hidrólisis catolizada por bacterias son los procesos dominantes. Sus técnicas básicas de aplicación son las ciénagas aerobias y anaerobias (aerobic /anaerobic wetlans), que reproducen las condicione s

89 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LLMEIS A de un humedal natural, y los biorreactores (bioreactors) y las balsas orgánicas (compost wetlancls), que son dispositivos anóxicos, construidos en el interior de túneles y galerías y excavados, respectivamente, que se rellenan de materiales ricos en materia orgánica. Los sistemas mixtos constituyen, por el momento, la última generación de métodos de tratamiento pasivo. Son un híbrido entre los drenajes anóxicos calizos y las balsas orgánicas, y en ellos s e aprovechan para el tratamiento del agua procesos químicos y biológico de forma combinada. Las do s técnicas principales desarrolladas hasta el momento son los Sistemas de Producción Sucesiva de Alcalinidad (Successive Alkalinity Production Svstein. SAPS) ylas barreras reactivas verticales. Las técnicas de aplicación o utilización de estos procesos se basan en crear las condiciones apropiadas para que aquellos se desarrollen de manera autónoma. Para ello los puntos clave son aportar los materiales y sustratos que determinan su desencadenamiento (caliza, materia orgánica, etc.) y controlar el aporte de oxígeno, para conseguir ambientes anaerobios o aerobios según se necesite, Tabla Complementariamente, es necesario considerar otros factores para maximizar su eficacia y longevidad, tales como circulación del agua, tiempo de residencia, calactérísticas de los materiales utilizados, etc. En los capítulos siguientes se hace un repaso de las técnicas más representativas desarrolladas hasta el momento, los procesos en los que se basa su funcionamiento, limitaciones, criterios de diseño y dúnensionamiento, y métodos de construcción.

90 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement 7220-AF70 15 EPM - IST IMCL - LIMEISA DRENAjES A i",j 0 X 0 ALiZOS SUELO + REVEGETACIO N ARCILLA COMP ACTADA «ID 1: 5:3 LAMINA -4 msm,5'' PLÁSTICA lo c: CrCáe lc:>,, -cz, b c2' "r 1:1 j1 A C.; 1,ii 1 YT SSMA UL PRODUCCM.1 L,; t: h FI ,W.'J "1\7) MATERIA ORGÁNIC A CALIZ A Figura Esquemas básicos de sistemas de tratamiento pasivo. M-3

91 Alternative options for passive treatment systems of acid coas mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A III-2. SISTEMASDEBASE BIOLÓGIC A III-2.1. Procesosbiológicosy biogeoquímicos implicados en el tratamiento Cuando las aguas ácidas se exponen o entran en contacto con un "ambiente orgánico" (plantas, microorganismos, materia orgánica, etc.) se desencadenan una serie de procesos químicos, fisicos y biológicos que tienen como resultado una disminución del contenido metálico del agua, el aporte d e alcalinidad y la elevación de su ph. Estos procesos están estrechamente interrelacionados y se producen de forman simultánea, Figura III-2, aunque se ha comprobado experimentalmente que su repercusión o influencia en la calidad final del agu a es desigual, e incluso que en distintos momentos y en zonas diferentes de un mismo sistema d e tratamiento, unos son dominantes sobre otros. Los dos mecanismos que mayor influencia tienen en la eliminación de los metales disueltos y la elevació n del ph del agua son la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias y la reducción bacteriana del sulfato. biológica. Su acción es la que se promueve y se utiliza en los distintos sistemas de tratamiento de bas e Mediante oxidación e hidrólisis el hierro ferroso que está en disolución forma oxihidróxidos e hidróxidos, virtualmente insolubles, que precipitan, con lo que disminuye el contenido en catione s metálicos del agua: Fe' + 1/4 O2 + 3/211,0 FeOOH + 2H+ Esta reacción puede producirse por vía química o catalizada por bacterias. A ph menor de 4 (o de 6, según autores), la velocidad de la oxidación química es prácticamente inapreciable, y la reacción e s debida fundamentalmente a la acción de una serie de bacterias aerobias oxidantes (Thiohacillus

92 Alternative options fol. passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A ferrooxidans. Thiobacillus thiooxidans y Leptopirillum ferrooxidans) que actúan catolizando la oxidación del hierro ferroso a férrico y la hidrólisis del sulfato férrico a hidróxido.

93 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Alreement n 7220-AF/015 EPM -IST IMCL - LIMEISA COMPUESTOS DE HIERR O OXIDADOS EHIDROLIZADOS Fe Fe(OH)3,--'. mata:~ 0, 0 2 Fe S COMPUESTOS DE HIERR O REDUCIDO S 'Quelación, adsorción, bioacumulación Descomposición aeróbic a y desorción Descomposición anaerobi a y desorció n REACCIONE S ANAEROBIA S REACCIONE S AEROBIAS / COMPUESTOS ORGÁNICO S DE HIERR O Figura Mecanismos de transformación del hierro en ambientes orgánicos. (Basado en Hedin, 1989)

94 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A Las bacterias oxidantes se desarrollan de forma natural en medios acuosos oxigenados de ph ácido cuando la concentración en solución de formas reducidas de azufre y de hierro es elevada. Con esto s requerimiento, las condiciones que proporcionan las aguas ácidas resultan idóneas para su desarrollo. Aunque la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias es un proceso muy activo y eficaz para l a eliminación de hierro, lo es menos con el manganeso, otro de los metales que suele presentar la s concentraciones más elevadas en los drenajes ácidos generados en minas de carbón, ya que la oxidació n de este elemento catolizada por bacterias no se produce cuando el ph del agua es inferior a 6. Además, el hierro ferroso provoca la reducción y resolubilización de los óxidos de manganeso, por l o que su eliminación y la del hierro no se pmduce de forma simultánea sino secuencial, y hasta qu e prácticamente todo el hierro no desaparece de la disolución (Fe < 2 mg/1) no se produce eliminación net a de manganeso (Hedin y Nairn, 1992). Por otro lado, la oxidación e hidrólisis no ayuda a elevar el ph del agua. Al contrario, como en esta reacción se genera acidez protónica, si las aguas a tratar carecen de alcalinidad, puede, incluso, producirse un descenso del ph. Para que el efecto positivo de la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias sea máximo e s necesario que el nivel de concentración de oxígeno y el ph se mantengan dentro de niveles adecuados: S Aunque las bacterias oxidantes son propias de ambientes ácidos, su actividad decrec e progresivamente según desciende el ph por debajo del limite inferior de su rango óptimo d e actividad. Este límite inferior es distinto para las diferentes bacterias oxidantes, aunque. en general, se sitúa en tomo a 2,5 para la mayoría de ellas. S Son organismos aerobios estrictos, que utilizan el oxígeno disuelto en el agua como fuent e primaria de energía; por lo que necesitan que este elemento esté disponible en abundancia. III - 6

95 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPIvl - IST IMCL - LIIvJEIS A Lareducción bacteriana del sulfato es un proceso que se desencadena de forma natural en ausenci a de oxígeno, cuando existe abundante materia orgánica y sulfato. En él ciertas bacterias anaerobias, como el Desulfovibrio sp., utilizan en su respiración carbono orgánico y sulfato, generando sulfuro de hidrógeno y bicarbonato. El sulfuro de hidrógeno puede permanecer disuelto en el agua, hasta que escapa corno gas, o bien, mediante una serie de reacciones secundarias, formar diversos sulfuros y polisulfuros metálicos, azufre elemental, monosulfuro de hierro y pirita, que son insolubles, Tabla III-2. El bicarbonato reacciona a su vez con distintos cationes metálicos v forma carbonatos metálicos qu e también precipitan. TABLA III-2. REACCIONES QUÍMICAS DERIVADAS DE LA REDUCCIÓN BACTERIANA DEL SULFATO Reducción del sulfato PROCESO Ionización del sulfuro de hidrógeno REACCIÓN 2 CH2O (materia orgánica) + SO4 H2S + 2HCO_3 - H2S HS - +H+ HS - S = +H ~ Formación de azufre elemental HS- + 1/2 0, + H- S + H20 Formación de polisulfirros HS - + (x-l)s S, + H+ Formación de monosulfuro de hierro Fe' + HS - FeS + H~ FeS+S FeS2 Formación de pirita Fe 2+ + S + H2S FeS 2 + 2H+ FeFe =-' + S + HS- FeS 2 + S + H+ III - 7

96 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A La reacción global que representa este proceso, es la siguiente : 2 CHAU (materia orgánica) + SO4= H2S + 2HC0 S, SFe, SFe2, carbonatos metálicos Esta cadena de reacciones contribuyen a disminuir la concentración de iones metálicos en el agua, tanto de hierro como de otros metales, y, lo que es más importante, en ella se consmne acidez y com o consecuencia, el ph del agua se eleva significativamente. Los factores clave para que se produzca la actividad de las bacterias reductoras del sulfato son lo s siguientes : S Ausencia de oxígeno, ya que este tipo de bacterias son anaerobias, y aunque resisten bajas concentraciones de oxígeno disuelto, su actividad en estas condiciones decrece significativamente. S Abundancia de materia orgánica y sulfato, que son los elementos básicos que utilizan en su respiración. Otros procesos biológicos y biogeoquímicos que modifican positivamente la composición química de la s aguas ácidas son la bioacumulación, la quelación, la adsorción y el intercambio fónico. Esto s procesos tienen como consecuencia la formación de compuestos orgánicos de hierro y otros metales, que se acumulan en los tejidos vegetales y en el sustrato. Su potencial para el tratamiento del agua ácida es muy reducido : Los procesos de adsorción, quelación e intercambio fónico se agotan por saturación después de algunos meses de exposición del medio orgánico a los drenajes ácidos, y l a 111-8

97 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A renovación de la materia orgánica proporcionada por el crecimiento de las plantas es insuficient e para que continúen activos estos mecanismos (Wieder, 1988 ; Hedin, 1992). La acumulación de metales en los tejidos de las plantas (bioacumulación) varía considerablemente dependiendo del metal y de la especie vegetal de que se trate. En general, las plantas inferiores, como musgos y algas, tienen una capacidad para acumular hierro y otro s metales mucho mayor que las plantas superiores. Cuando se exponen musgos tipo S phagnum a la acción de aguas con una concentración moderada de hierro, acumulan tal cantidad de metal que a menudo se petrifican y mueren. Además, cierto tipo de algas muestran una gran afinidad por el manganeso. En muestras de Oscillatoria v Microspora, dos especies de algas, obtenidas tras su exposición a aguas ácida s se han medido concentraciones de hasta 90 miligramos de manganeso por kilogramo de materi a seca. Los carrizos (Thypha sp.) y, en general, las plantas palustres son mucho menos eficientes e n la acumulación de metales en sus tejidos. Se ha calculado que en un humedal de carrizo que reciba drenajes con un contenido moderado de hieroro disuelto (<10 mg/1), la b ioacumulación en los rizomas no supera los 20 mg de hierro por kilogramo de materia seca, lo que únicamente supone la eliminación por esta vía del 0,3% del total anual de hierro recibido (Sencindiver y Bhumbla, 1988). En cualquier caso, no parece que la incidencia de este proceso en la calidad foral del agua pued a llegar a ser relevante,. incluso en el caso de las plantas con una gran capacidad de acumulació n de metales. Según cálculos realizados en sistemas muy productivos de algas, una acumulació n media de 50 mg de manganeso/kg de materia seca únicamente supone la eliminación de 4 mg/ 1 de manganeso del agua ácida tratada. III - 9

98 Alternative options for passive treatment systems of acid coa] mine drainage ECSC Agreement F/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A III-2.2. Técnicas de aplicació n 1I Ciénagas aerobias (Aerobic wetlands ) Descripción Son estanques o depósitos, poco profundos, excavados o de obm de fábrica, rellenos de tierra s naturales y vegetados con plantas palustres, que se inundan con las aguas ácidas de mina para reproduci r las condiciones típicas de un humedal o ciénaga natural. Este sistema de tratamiento se denomina en la bibliografia anglosajona wetlancl o aerobic wetland. En castellano se han dado diversas traducciones a este término (humedales, pantanales, sistemas d e lagunaje), las cuales hacen referencia a la estructura y funcionamiento del sistema : zona inundada, de aguas poco profundas y fondo cenagoso. La idea de utilizar ciénagas o.lulmedales artificiales para el tratamiento de las aguas ácidas surgió al observarse que la calidad de este tipo de drenajes mejoraba significativamente cuando atravesaba n turberas naturales de Sphagnum, sin ocasionar deterioro de estos espacios ni efectos ecológico s adversos (Huntsman et al, 1978; Wieder y Lang, 1982). Las primeras ciénagas se construyeron con musgos del génerosphagnum y turba, intentando reproduci r la estructura de las turberas en las que se había observado el efecto de mejora de la calidad del agua. Como resultado de diversas experiencias realizadas en laboratorio y a escala real, se vio que esta s ciénagas se hacían inefectivas después de algunos meses de funcionamiento debido, entre otras causas, a que los musgos son muy sensibles al estrés asociado al transplante y a los cambios bruscos en la composición química y en el caudal del agua, y a que por la acumulación excesiva de hierro, acaba n petrificándose y muriendo. III - 10

99 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Aoreement n 7220-AF/O15 EPM - IS T IMCL - LIMEISA En consecuencia, y después de ensayar con diversas algas (Oscillatoria. Microspora), se determinó que los mejores resultados se obtenían plantando las ciénagas con carrizos (Thypha latifolia, Thypha sp.). Esta planta presenta las ventajas de que está disponible en la mayoría de los lugares, siempre que existan zonas periódicamente inundadas o cauces cercanos. resiste muy bien el trasplante, se propaga rápidamente y es tolerante a condiciones de agua muy agresivas (Hedin. 1989). Actualmente, los carrizos forman la base de vegetación en la mayoría de las ciénagas que se construyen. Como acompañantes se ha comprobado que dan buen resultado otras plantas palustres, como las espadañas (Phragmitex sp.), diversos tipos de juncos (Juntas sp., Scirpus hoioschoenus) y el falso lirio (Iris pseudocorus). que también son resistentes a la acidez y tienen alta capacidad de regeneración. Bases de funcionamiento En las ciénagas aerobias se utiliza la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias para el tratamiento de las aguas, y su diseño busca crear condiciones idóneas para la actividad de las bacteria s oxidantes. Con este objetivo. los dos puntos claves del diseño de ciénagas aerobias son lograr una concentració n elevada de oxígeno disuelto en el agua y que el tiempo de contacto de las aguas ácidas con el lecho bacteriano sea suficientemente prolongado para que las reacciones de oxidación e hidrólisis s e completen. Criterios de diseño y construcció n Los principales factores que deben tenerse en cuenta en el diseño y construcción de una ciénaga aero'bia, son los siguientes :

100 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIIVIEIS A S Tamaño. La superficie necesaria para lograr un nivel de tratamiento adecuado es función de l caudal y la composición química de las aguas a tratar. Este aspecto del diseño se trata co n detalle en apartados posteriores. S La fomia o configuración del sistema debe asegurar que el agua circule a baja velocidad y preferentemente por la superficie, hacer efectivo el tiempo de residencia (el tiempo qu e permanece el agua en el interior de la ciénaga) y maximizar la superficie de contacto de la lámina de agua con el aire, para favorecer la entrada de oxígeno por difusión. El tiempo de residencia es un factor crítico para alcanzar la máxima eficacia en el tratamiento. Si se producen cortocircuitos hidráulicos, quedando parte de la superficie de ciénaga sin inundar. o el agua se encauza por caminos preferentes circulando a mayor velocidad de la prevista, aunque la ciénaga esté bien dimensionada, el tratamiento puede fracasar o disminuir su eficacia. Las ciénagas formadas por una sola unidad de tratamiento de gran tamaño son propensas a qu e se creen circuitos hidráulicos de corto recorrido, en los que el agua circula a gran velocidad. Para evitar que esto suceda es conveniente compartimentarlas mediante diques perpendiculare s a la dirección de flujo. para obligar al agua a recorrer la máxima superficie, Figura III-3. Estos diques pueden construirse con muy diversos materiales : bloques prefabricados de hormigón, troncos, pacas de paja, etc. Figura III.3. Diques de diversificación de flujo. III - 12

101 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPN1 -IS T IMCL - LIMEIS A En la mayoría de los sistemas construidos hasta el momento se ha optado por dividir la ciénag a en una serie de celdas o unidades interconectadas, de tamaño pequeño o mediano, dispuestas en serie, va que penniten mejor control del flujo del agua que una sola gran unidad de ciénaga La relación longitud/anchura es un factor importante para prevenir la canalización del agua. Algunos autores sugieren que las relaciones longitud/anchura menores de 1 proporcionan lo s mejores resultados. S Distribución del caudal de entrada. El agua de entrada debe quedar repartida por todo el anch o de la ciénaga, y no realizar la descarga en un sólo punto. De esta fomla se evita la canalizació n del agua y se favorece que ésta discurra homogeneamente por toda la superficie. Para ello pueden utilizarse distintos sistemas, algunos de los cuales se presentan en la Fotos 3 y 4: tubos transversales, diversificación del caudal a través de tuberías de distintas longitude s dispuestas transversalmente, canales o cunetas con rebosaderos abiertos a distintas distancias, etc. Si para la distt ibución del caudal de entrada se utilizan tubos, éstos deben ser de un material qu e resista la intemperie y la acción de los drenajes ácidos (PVC, polietileno de alta densidad), y tener un diámetro suficientemente grande para prevenir su taponamiento por Iodos y precipitado s ( mm de diámetro en las tuberías principales y mm en las secundarias. Para evitar que el agua erosione el sustrato en los punto de entrada a la ciénaga, es conveniente disponer en ellos gabiones, muros de escollera u otros elementos para disipar su energía, Fot o 4. I1I - 13

102 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A FOTO 3. Distribución del agua mediante tubos flexibles en T. (Woolley Mine, U.K.). FOTO 4. Disttibución del agua mediante canaletas abiertas a distintas distancias. (Pellemla River, U.K. ) III - 14

103 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/O 15 EPM - IS T IMCL - LIIv1EISA S Sistemas de aireación. Es conveniente incluir en el diseño una serie de cascadas de aireació n para renovar el oxígeno consumido en las reacciones de oxidación. Estas cascadas puede n construirse con escollera, estructuras escalonadas de hormigón, encachados, etc., y situarse e n la entrada a la ciénaga, entre módulos consecutivos, si la ciénaga está formada por varias unidades interconectadas, o en ambas ubicaciones, dependiendo del nivel de renovación de l oxigeno que se necesite. S Profundidad del agua. La altura de la lámina de agua por encima del sustrato aportado no debe superar los 15 cm, para evitar la aparición de zonas reductoras y crear condiciones adecuada s para el arraigo y desarrollo de las plantas. En la mayoría de los diseños realizados hasta e l momento la profundidad del agua se sitúa entre 5 y 10 cm. S Sustrato. El espesor del sustrato en la mayoría de las ciénagas construidas hasta el momento e s de cm, prácticamente el mínimo imprescindible para que las plantas puedan arraigar. Incluso en algunas se ha plantado directamente sobre el terreno natural del fondo de l a excavación. No es necesario utilizar como sus ato materiales con alto contenido en materia orgánica. Puede utiliza se prácticamente cualquier material, siempre que sea adecuado para el crecimiento de las plantas y no contenga minerales reactivos (tierras naturales, estériles de mina mejorados, préstamos, etc.). Algunos diseños incluyen un lecho de grava caliza situado bajo los materiales de relleno, par a reforzar el tratamiento mediante utilización por disolución de carbonato cálcico, FOTO 5. Aunque no se han apreciado, hasta el momento, diferencias significativas entre los resultado s obtenidos con y sin lecho calizo.

104 Alternativo options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/01 5 EPiv1 - IS T IMCL - LIMEISA FOTO 5. Ciénaga en constmcción. El fondo de la excavación se ha rellenado de un lecho de grava y se ha instalado el sistema de distribución del agua. FOTO 6. Ciénaga con la vegetación crecida. III - 16

105 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/O 15 EPM -IS T IMCL - LIMEIS A S Vegetación. Las plantas juegan un importante papel en el proceso de tratamiento : Las raíces emergentes, al respirar, emiten oxgeno, creando en la rizosfera un ambiente saturado en este elemento y oxigenando los precipitarlos que se depositan en el fond o de la ciénaga. Los detritus orgánicos y el carbono expulsado por las plantas durante la funció n clorofilica proporcionan abundante alimento a las bacterias oxidantes. La presencia de vegetación intensifica la actividad bacteriana y favorece la eliminació n de flóculos de hierro del agua y el asentamiento de los precipitados. Los tallos y hojas de las plantas diversifican las lineas de drenaje y ayudan a evitar la canalización del agua por caminos preferentes. La especie más utilizada y que mejores resultados ha dado hasta el momento es el carriz o (Thypha laiipholia, T. angusti folia). En combinación con ella pueden utilizarse otras planta s palustres emergentes, como espadañas (Phragmitex australis), diversos tipos de junco s (Juncus effunís. Juncus sp., Scirpus holoschoenus. S. lacustris), Phalaris arundinacea y el falso lirio (Iris psecdocorus), Foto 6. Para la plantación pueden utilizarse fragmentos de rizoma o esquejes con cepellón, de vivero u obtenidos directamente del campo, separados entre 0,3 y 0,5 m. No es necesario utilizar mayo r densidad de plantación ya que estas especies se regeneran muy rápidamente, y en una o dos estaciones se logra una cubierta de prácticamente el 100% de la superficie de ciénaga. III - 17

106 Alternative options for passive treatment systems of acid toar mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A Dimensionamient o La regla más simple a seguir en la construcción de una ciénaga es que cuanto más grande sea. mejor, ya que cuanto mayor sea su superficie, mayor tiempo de residencia del agua se consigue. Este fue el criterio establecido tras el desarrollo de las primeras experiencias de tratamiento con ciéna gas. Pero corno la construcción de las ciénagas no es barata y no siempre hay espacio disponible, la cuestión se trasladó a determinar el tamaño mínimo necesa rio para que la ciénaga resultara efectiva. Con este objetivo se han establecido diversos criterios de dimensionamiento, todos ello s obtenidos de forma empírica. Unos están referidos a tasas de eliminación de hierro y manganes o por unidad de superficie, otros a eliminación de acidez por superficie, otros reflejan simplement e la superficie de ciénaga necesaria por unidad de caudal, Tabla III-3. Aunque éstos últimos sólo son aplicables a aguas con ph > 4 y contenido moderado en hierro y otros metales. TABLA III-3. CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE CIÉNAGAS ph/alcalinidad CONTENIDO EN HIERRO CRITERIO D E DIMENSIONAMIENTO REFERENCIA ph >4 <50 mg/ mz/1 mm Kleinmann etal,1986 ph <3 > 150 mg/1 0 ; 1-2 m2/kg de Fe año"' Brodie, m=/kg de Fe día"' _ Heddin, 1992 ph <3-500 nr/kg de Fe día ' Kleinmann, 1992 ph3-3,5-5gdefe/ni'día"' Jennings Environmenta l Center pi-i>6-10 g de Fe/nr día-' Jennings Environmenta l Center, Netamente alcalinas Netamente alcalinas 20 Q de FeinT día" ' 0,5 g de Mn/nr día"' g de Fe,'nT día" ` g de Ma'nr' día "' U.S. Bureau of Mines ; Jennings Environmenta l Center Watlaf v Hvman, 1998 III - 1 8

107 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/U 15 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A El criterio que más se utiliza en la actualidad es propuesto por la U.S. Bureau of Mines (Hedin y Naim, 1992; Watla y Hyman, 1998). En él, la superficie mínima de ciénaga se determina e n fimción de la eliminación de hierro y manganeso por unidad de superficie y día : Eliminación de hierro: g/m 2 día Eliminación de manganeso : 0,5-1 g 1Vfa7/m' día-1 Para eliminar el manganeso se necesita una superficie mucho mayor que para eliminar el hierro, ya que la velocidad de oxidación e hidrólisis de este elemento es entre 20 y 40 veces más lenta que la del hierro. Por otro lado, como la eliminación de estos dos metales en las ciénagas se produce de fonn a secuencial, y no simultánea, si la ciénaga se construye con el objetivo de eliminar hierro y manganeso, para que sea efectiva su superficie total debe ser la suma de las superficies parciale s necesarias para eliminar cada uno de ellos. Tamaño mínimo (m') = Entrada de hierro (g/día)/20 + Entrada de manganeso (g/día)/0, 5 Limitaciones del sistema Las ciénagas aerobias sólo son adecuadas para tratar aguas netamente alcalinas. Con este tip o de aguas la acidez que se genera en el proceso de oxidación e hidrólisis es rápidament e neutralizada por el bicarbonato disuelto en el agua, mientras que en aguas netamente ácidas, aunque se logre una tasa de eliminación de hierro significativa, puede producirse un descens o del ph por debajo de los valores anteriores al tratamiento y un incremento del contenido e n acidez total, lo que además impide o dificulta la eliminación del manganeso (oxidación biológica, ph>6). III - 19

108 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EP1\4 - IS T IMCL - LIA-MEISA Si el contenido en metales es muy elevado, corno sucede en algunas minas metálicas, las aguas ácidas pueden resultar tóxicas para las plantas y ocasionar su muerte a corto plazo. En estos casos es preferible utilizar las ciénagas únicamente corno sistema de postratamiento, de manera que el contenido en metales del agua ya se haya reducido antes de introducirla en ellas.

109 Alternative options for passive treatment systems of acid coa] mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPIVI - IST IMCL - LIMEIS A 1. DIMENSIONAMIENTO Tamaño basado en la entrada de hierro y de manganeso: Fe: g/m2 día y Mn: 0,5-1 g/m 2 día Superficie mínima (m 2) g Fe día/20 + g Mn día/0, 5 2. DISEÑO plantación de carrizos. distancia 0,3-0,5 m B. DETALLE CIÉNAGA Figura Esquema de diseño de ciénagas aerobias

110 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A Aunque las ciénagas están especialmente indicadas para drenajes de pequeño o medio caudal, este factor no representa una limitación insalvable para su utilización, siempre que no haya restricciones de superfici e ; ya que puede diversificarse el caudal repartiéndolo entre el número de ciénagas que sea necesario. Necesidades de pre y postratamiento El pretratamiento tiene como objetivo mejorar las características de las aguas ácidas de cara a optimizar los resultados del tratamiento, incrementar la longevidad de la ciénaga y ampliar sus posibilidades de utili7adión. Antes de introducir las aguas es conveniente decantarlas en balsas situadas en la cabecera par a retener los sólidos en suspensión y evitar que éstos se depositen en el interior de la ciénaga. Esta medida previene la colmatación e incrementa su vida activa. En el caso de que las aguas sean netamente ácidas es necesario realizar un pretratamiento encaminado a generar alcalinidad, utilizando drenajes anóxicos calizos, balsa orgánicas, u otro sistema. Como uno de los factores que puede limitar la eficacia de este sistema de tratamiento es l a disponibilidad de oxígeno, es conveniente incorporar mecanismos de aireación para oxigenar e l agua antes de introducirla en las ciénagas y reponer el oxígeno consumido en el proceso de oxidación La aireación del agua, previa a su introducción en el sistema es especialmente necesaria si e l diseño incluye un pretratamiento en ambiente anaerobio

111 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A III Balsas orgánicas (compost wetlands ) Descripció n Las balsas orgánicas son depósitos rellenos de material muy rico en materia orgánica mezclado con grava caliza por los que se hacen circular lentamente las aguas ácidas. La denominación inglesa del sistema, compost wetland, hace referencia a los primeros diseños que se realizaron. Wetland, por que se trata de un sistema de tratamiento que se desarrolló a partir de la s ciénagas, y compost por ser este el primer material que se utilizó corno relleno. En castellano, se utilizan diversos términos, desde ciénagas de compost, como traducción directa del inglés, a otros más descriptivos, como zanjas, trincheras o balsas orgánicas. Constituyen lo que podría denominarse la segunda generación de sistemas de tratamiento pasivo. Se desarrollaron a partir de constatarse en ciénagas artificiales que la reducción bacteriana del sulfato era un mecanismo de tratamiento más completo que la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias, ya que no sólo permitía eliminar cationes m-1-micos del agua, sino que también generaba alcalinidad, elevando el ph, y que se desarrollaba de forma natural en el interior del sustrato si ést e contenía abundante materia orgánica. Inicialmente, la aplicación de este mecanismo se realizó modificando el diseño de las ciénagas aerobia s para maximizar el contacto del agua con el interior del sustrato, en lo que se denominaron ciénagas anaerobias. Estos cambios, básicamente, consistieron en la inclusión de mecanismos que obligaran al agua a mantene r un flujo subsuperficial, mayor espesor del relleno y la utilización de materiales mucho más ricos en materia orgánica. Pero manteniendo la plantación de vegetación palustre corno fuente de renovación d e la materia orgánica consumida en el proceso

112 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IlvICL - LLh1EIS A 1. DIMENSIONAMIENT O - Tamaño basado en la tasa de eliminación de acidez:3,5-7,0 g m z d-1 Superficie mínima (m2) = g acidez día/ 3,5-7, 0 - Tamaño basado en el caudal y el tiempo de retención : 14 h mínimo Superficie (m z)= caudal (m3/h) x 14/0,3-0, 5 2. DISEÑ O - Espesor del relleno, cm - Mezcla de materiales orgánicos y grava caliza, proporción 3 : 1 - Sustrato permeable para hacer posible el paso del agua por el interior del sustrato - Posibilidades : estiércol, paja, compost, restos de serrería y residuos forestales, lodos compostados de depuradora, etc. - Dispositivos de distribución del agua en cabecera y de control del fluj o - Balsa de decantación en cabecera y balsa de recogida de precipitados o ciénag a aerobia en la salida del sistema MEZCLA DE MATERIA ORGÁNICA Y CALIZ A muros transversales, de control del fluj o SECCIÓ N TRANSVERSAL Figura BI.5 Esquema de diseño de balsa orgánica. III - 24

113 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST MCL - LIMEIS A FOTO 7. Sistema de distribución del agua en una balsa orgánica. FOTO 8. Balsa orgánica (Quacking Houses, U.K.)

114 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AFi015 EPM - IST IMCL - LIMEISA Posteriormente, a raíz de experiencias realizarlas para extender los resultados obtenidos en minas de carbón a minas metálicas, donde la gran acidez y la alta concentración de metales del agua resultaban tóxicas par a las plantas, estos primeros diseños evolucionaron hacia las actuales balsas orgánicas, al eliminarse l a plantación para evitar los problemas de fitotoxicidad, e incrementarse la profundidad de los depósitos, par a atunentar la reserva de matera orgánica, y con ello, la longevidad del sistema, ante la ausencia de vegetación. Bases de funcionamient o Como el proceso principal que se utiliza para el tratamiento de las aguas es la reducción bacteriana del sulfato, para alcanzar la máxima eficacia del tratamiento deben conseguirse condiciones óptimas para l a actividad de las bacterias reductoras. Para ello, el diseño de este tipo de sistemas debe asegurar condiciones anaerobias, proporcionar al lecho bacteriano nutrientes adecuados y en cantidad suficiente para asegurar que el sistema permanezca activo a medio/largo plazo, y dar un tiempo de residencia suficientemente prolongado para que culminen las reaccione s implicadas en la reducción bacteriana del sulfato. Criterios de diseño y construcció n Las balsas orgánicas se construyen en depósitos de profundidad variable ( cm), generalment e excavados, aunque también pueden construirse de obra de fábrica o aprovechar estructuras mineras inactiva s (balsas, depósitos, etc.), que se rellenan de una mezcla de materiales ricos en materia orgánica y caliza. S La forma y configuración de las balsas debe favorecer la circulación laminar lenta del agua y optimizar el tiempo de residencia del agua en el sistema y el contacto del agua con el sustrato en la zon a anaerobia, con diseños que minimicen el riesgo de cortocircuitos hidráulicos y el encauzamiento por caminos preferentes

115 Alterna tive options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/O 15 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A A este respecto, los criterios indicados las ciénagas aerobias, son aplicables alas balsas orgánicas. También en este sistema, la distribución del agua de entrarla y la protección del sustrato en los punto s de entrada del agua son factores clave del diseño. Fotos 3, 4 y 7. S El espesor del sustrato orgánico en la mayoría de las balsas construidas hasta el momento oscila entre 30 y 45 cm. Se utilizan materiales orgánicos que aseguran una liberación lenta del carbono, para prolongar al máximo la reserva de nutrientes. Los materiales susceptibles de ser utilizados son muy variados : compost de residuos sólidos urbano s o de residuos agrícolas, estiércol de distintos animales (caballo, vaca, oveja), paja y heno, lodo s compostados de depuradora, etc. Prácticamente cualquier material que tenga alto contenido e n materia orgánica oxidable. La mezcla de estos materiales con caliza incrementa la tasa de generación de alcalinidad del sistema, al añadir el efecto debido a la disolución del carbonato cálcico. Generalmente, la proporción de mezcla material orgánico/caliza es de 3 ó 4:1 (un 20-30% en volumen). Un método sencillo para encontrar el material más adecuado para el tratamiento, es rellenar una serie de pequeños recipientes (1,5-5 1 de capacidad) con los materiales orgánicos susceptibles de ser utilizados, llenarlos hasta la boca con las aguas ácidas que se van a tratar y cerrarlos, de manera que se consigan condiciones anaerobias. A lo largo de algunos días (con dos suele ser suficiente) se va n extrayendo y analizando muestras de agua de caria uno de los recipientes para determinar, por comparación, que material da mejores resultados. Los materiales lignocelulósicos (roldó forestal, residuos de descortezado y poda, virutas, serrín y otros restos de serrería, pasta de papel, pulpa de madera, ramas y hojarasca, etc.) muestran afinidad por ciertos metales, como arsénico, cobre, cinc y cadmio, y los eliminan diferencialmente de l a disolución por adsorción de forma bastante eficiente. Aunque su capacidad se agota a corto plaz o

116 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Arreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIIVIEISA al saturarse su superficie de metales, y es necesario retirar estos materiales y depositarlos e n vertedero, o bien reciclarlos mediante lavado para utilizarlos de nuevo (Kuyucac y St-Germa n. 1994). T utilización exclusiva de materiales lignocelulósicos no suele dar buen resultado. Es conveniente mezclarlos con estiércol fresco o compost sin madurar (10% en volumen), que actúan como inoculo. S Circulación del agua. Uno de los problema fimdamentales que debe resolver el diseño de las balsas orgánicas es conseguir que el agua circule por el interior del sustrato en todo, o la mayor parte de l sistema. Una de las medidas básicas para favorecer la circulación subsuperficial del agua es utilizar en e l relleno una mezcla de materiales que asegure buenas condiciones de permeabilidad y que minimic e el riesgo de apelmazamiento, lo que induciría la circulación laminar del agua sobre el relleno. En este sentido la mezcla del material orgánico con grava caliza, además de incrementar la tasa d e generación de alcalinidad, mejora la condiciones de permeabilidad del sustrato. Complementariamente pueden utilizarse distintos mecanismos de control de la dirección dominante del flujo, para obligar al agua a circular por el interior del sustrato. Las tuberías perforadas situadas en el fondo de la balsa no suelen dar buen resultado, ya que e s frecuente que las partículas del material orgánico taponen las perforaciones. En el caso de utilizarse, para prevenir el taponamiento es conveniente proteger su salida con grava silícea u otro material qu e evite el contacto directo de éstas con el sustrato

117 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A Otro método es recubrir el dispositivo con una lámina plástica impermeable y disponer los niveles d e entrada v salida del agua de tal manera que ésta se vea obligada a circular a lo largo de toda la bals a por el interior del sustrato. Este mecanismo de control del flujo puede aplicarse disponiendo el relleno en contrapendiente respecto de la dirección de flujo, y situando los punto de entrada y salida del agua de tal forma qu e el nivel de la lámina de agua quede situado, en la mayor parte de la longitud de la balsa, por debaj o de la superficie de relleno. En los últimos diseños realizados, el control del flujo de agua se realiza dividiendo la balsa en módulo s mediante una serie de muros transversales, elevados sobre el nivel del agua. con una serie de aperturas en la base que constituyen la única vía de paso para el agua. Dimensionamient o El dimensionamiento de las balsas orgánicas puede realizarse en función de la entrada de acidez o del tiempo de residencia del agua en el sistema, Tabla III-4. Los criterios de dimensionamiento basados en el contenido en acidez del agua se han establecido a partir d e los resultados obtenidos en distintas experiencias de campo y laboratorio, que han permitido determinar la tasa media de eliminación de acidez que proporciona este sistema de tratamiento. De ellos, el primero en definirse y el más utilizado es el desarrollado por el U.S. Buremu of Mines (VWatlnf, 1998). En él se establece que la tasa de eliminación de acidez proporcionada por las balsas orgánicas se sitú a entre 3,5 y 7 g/m2 día'. Aunque en algunas experiencias realizadas en el Reino Unido aplicando este criteri o se han obtenido resultados de hasta 9,5 g/m 2 día' (Younger, 1998)

118 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IIMICL - LIlVIEISA Respecto a los criterios basados en el tiempo de residencia, se ha establecido experimentalmente que l a eficacia del tratamiento se incrementa de forma directamente proporcional al tiempo de residencia, hasta u n limite de tiempo que se sitúa en tomo a las horas, a partir del cual la calidad del agua no cambia de forma apreciable. TABLA III-4. CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE BALSAS ORGÁNICA S CRITERIOS Tiempo de residencia Tiempo mínimo horas. FÓRMULA DE CÁLCUL O Volumen (m3)= caudal (m3/h) x tiempo de residencia/volumen de poros Contenido en acidez del agua de entrada 1 Superficie (m2) = g acidez día / 3,5-7 Tasa de eliminación de acidez: 3,5-7 g m ` día ' Limitaciones del sistem a La composición química del agua no impone limitaciones para la utilización de este sistema de tratamiento. Es adecuado tanto para aguas netamente ácidas como para aguas netamente alcalinas, y admite un alt o contenido en cationes metálicos y en oxígeno disuelto, al menos teóricamente (Watlaf, 1998). Las limitaciones para su uso provienen de la disponibilidad de espacio para construir las balsas, cuando se trata de efluentes de caudal importante y muy ácidos, ya que en estos casos se necesitan balsas de gra n tamaño para lograr el tiempo de residencia y la superficie que requiere el tratamiento. Por otro lado, las bacterias reductoras del sulfato son mesófilas y su actividad se reduce al descender l a temperatura, por lo que en climas fríos su eficacia puede reducirse significativamente durante el invierno

119 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIIVIEISA Elriesgo de contaminación orgánica del agua derivado del contacto de ésta con el sustrato de relleno es despreciable. En las experiencias realizadas hasta el momento se ha observado que si bien, en los primero s meses de funcionamiento se produce un incremento importante de la demanda química de oxígeno del agua (DQO), al cabo de 1 a 3 meses la DQO del agua de salida de las balsas vuelve a ser similar a la del agua d e entrada. Necesidades de pre y postratamiento Las necesidades de pretratamiento se reducen a la decantación de los sólidos en suspensión para evitar qu e se introduzcan en la balsa, donde podrían ocasionar disminución de la permeabilidad del sustrato al cohmatar sus poros. A la salida de las balsas es conveniente instalar otra balsa de decantación y recogida de precipitados, o bien una serie de ciénagas aerobias, para retener los flóculos de hierro y otros metales y complementar e l tratamiento mediante oxidación e hidrólisis Otras técnicas de aplicación Biorreactores (Bioreactors) Este sistema es una variación de las balsas orgánicas que se utiliza para el tratamiento de drenajes ácidos d e minería de interior. Su base de funcionamiento es también la reducción bacteriana del sulfato. Se construyen en el interior de las galerías por la que drenan los efluentes a tratar. En ellas se crea un depósito mediante dos muros de cierre transversales, uno situado en la salida de la galería y el otro en el interior, a una distancia determinada de aquella, dependiendo del tamaño de biorreactor que se necesite. Este depósito s e divide mediante un muro longitudinal en dos compartimentos paralelos, comunicados mediante un rebosader o situado en la parte interna del depósito, Figura III - 31

120 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM -IST IMCL - LIMEIS A Este depósito, al igual que en las balsas orgánicas, se rellena con una mezcla de materiales ricos en materi a orgánica y de grava caliza. A. PLANTA salida del bioreactor muro interio r de cierre B. PERSPECTIVA, tabique d e separació n tubería de captación 01 MIME so-m salida de lp vamimeaum biorreactor 4,wi/jirmíailomm. ImIramatalh i pst muro exterio r de cierre entrada a l biorreacto r muro interio r de cierre Figura III.6. Esquema de biorreactor

121 Altemative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Ao eement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A Por detrás del muro interior de cieno, el nivel del agua se eleva hasta una altura determinada, que marca l a diferencia entre el caudal del efluente y el caudal de paso que permite la tubería de captación del drenaje. El embalse así formado actúa a modo de balsa de decantación, ya que la tubería de captación suele situarse d e forma que recoja el agua de las capas altas, donde el contenido en sólidos en suspensión es menor. Para aumentar el tiempo de residencia, el drenaje ácido captado en el muro interior de cierre no se introduc e inmediatamente en el sistema, sino que conduce mediante una tubería a través del depósito, introduciéndol a por la parte exterior de uno de los compartimentos longitudinales. La salida del agua se realiza en la part e externa del otro compartimento longitudinal. De esta manera el agua está obligada a recorrer toda la longitud de ambos compartimentos. Para asegurar que el agua circula por todo el espesor del sustrato aportado, los tubos de entrada y salida se colocan en la base del biorreactor, de manera que, como la conexión entre ambos compartimentos est á situada en la parte alta del muro transversal, en el primero de ellos el agua se ve obligada a ascender por tod o el espesor del sustrato de relleno para encontrar el paso al segundo compartimento, y en este a descende r hasta la salida del sistema. Ciénagas anaerobias (Anaerobic wetlands) Tal y como se ha comentado anteriormente, las ciénagas anaerobias son similares a las aerobias, pero co n algunos cambios en el diseño encaminados a lograr condiciones adecuadas para que el proceso dominant e en ei tratamiento sea la reducción bacteriana del sulfato. Los elementos principales de una ciénaga anaerobia son : S Un sustrato muy rico en materia orgánica, ya que este elemento es la materia prim a imprescindible para que se desencadene y mantenga el proceso de sulfatorreducción

122 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/O15 EPM - IST IMCL - LIMEISA S Vegetación de alta productividad, para reponer la materia orgánica consumida. S Un régimen de caudales que circule preferentemente por el interior del sustrato, par a mantener las condiciones anaerobias que necesitan las bacterias reductoras del sulflto. Se construyen en depósitos o excavaciones de mayor profundidad que los de las ciénagas aerobias, diseñados, también, para lograr una baja velocidad de flujo del agua. Como sustrato suele utilizarse una mezcla de estériles no reactivos o tierras naturales y materiales ricos en materia orgánica (compost, turba, estiércol, Iodos compostados de depuradora, etc.). Su espesor debe ser superior a 45 cm para mantener condiciones de anaerobiosis. El problema fundamental que debe resolver el diseño de este tipo de ciénagas es conseguir que el agua circul e preferentemente por el interior del sustrato. Para ello se han ensayado distintos sistemas, con desigual resultado (muros deflectores, de obra o construidos con pacas de paja, tuberías perforadas dispuestas en e l fondo de la ciénaga, láminas drenantes, etc.). En los últimos años ha habido tusa marcada tendencia a sustituir las ciénagas anaerobias por balsas orgánicas, y aquellas han dejado prácticamente de utilizarse.

123 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A II1-3. SISTEMAS DEBASE QUÍMICA III-3.1. Procesos implicadosen el tratamiento Los sistemas de tratamiento pasivo de base química se basan en la utilización de la caliza como fuent e de alcalinidad, en un proceso bastante parecido al del tratamiento activo (neutralización/oxidación e hidrólisis/precipitación). Cuando la caliza entra en contacto con las aguas ácidas (1) se disuelve y genera calcio, ácido carbónic o (H2CO 3) y dióxido de carbono disuelto (CO 2) (2). El CO2 disuelto es un ácido débil que continua y potencia la disolución de la caliza, generando más calcio y bicarbonato (3). ( 1) CaCO3 + 2 Hfi Ca2} + "H2CO3 'H2CO3 representa el equilibrio entre el CO2 disuelto en agua y el ácido carbónico (H2CO3), de acuerdo a la reacción: (2) CO2 aq + H20 H2CO3 (3) CaCO3 + 'H2CO3 Cae} + 2 HCO3 - El bicarbonato neutraliza la acidez de las aginas y eleva su phi, lo que acelera las reacciones de oxidació n química e hidrólisis de los metales, que pasan a formas insolubles abandonando la disolución (4 y 5). El ión calcio, por su parte, reacciona con el sulfato para formar sulfato cálcico, también insoluble (6). (4) CaCO3 + HCO3-+ Ht H20 + CO,. (5) Fe / / HCO3 FeOOH +H2O + 2 CO2. Mn / H2O + 2 HCO3 1I,InOOH + 3/2 H2O + 2 CO2- (6) Cae+ + SO: + 2 H2O CaSO H2O

124 Altemative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEISA Si la disolución de la caliza por las aguas ácirlis se produce en un ambiente oxidante, inicialmente el p H del agua se eleva hasta valores cercanos a la neutralidad (ph 6-8) y el hierro ferroso rápidamente s e oxida e hidroliza formando hidróxido fénico, el cual precipita sobre la caliza formando un recubrimiento que impide que continúe el proceso de disolución, con lo que la generación de alcalinidad cesa. Sin embargo, en ausencia de oxígeno no se producen reacciones de oxidación ni, por tanto, e l recubrimiento de la caliza con precipitados insolubles, lo que permite que la generación de alcalinidad continúe. T as condiciones de anoxia impiden la formación de hidróxidos de hierro y manganeso, pero hay otro s metales que hidrolizan y precipitan sin que sea necesario el paso previo de oxidación cuando el ph de l agua se eleva. Por ejemplo el aluminio, que hidroliza y precipita a ph >4, de manera que sus hidróxido s pueden formar recubrimientos sobre la caliza aún en ausencia de oxígeno. El recubrimiento y la inutilización de la caliza puede producirse también por la precipitación del sulfat o corno sulfato cálcico (6), reacción ésta que tampoco necesita de la presencia de oxígeno. Por otro lado, la solubilidad de la caliza y su velocidad de disolución dependen de la disponibilidad de dióxido de carbono (Jacobson y Langmuir, 1970 ; Manahan, 1991). Las reacciones (1) y (3) se puede n formular de la siguiente forma : (7) CaCO3 +H+ Ca e+ +H20 + CO2 (8) CaCO3 + H20 + CO3 Ca" + 2 HCO3 Cuando la caliza se disuelve se produce CO2 (7), y este CO 2 reacciona a su vez con ella, favoreciendo su solubilización y generando bicarbonato (8). De manera que cuanto mayor es la presión parcial d e

125 Alternative options for passive treatment systems of acid coa] mine drainage ECSC Asreement n 7220-AF/015 EPIvi - IST IIvICL - LIMEIS A dióxido de carbono (pco 2) más soluble es la caliza, a mayor velocidad se disuelve y mayor cantida d de alcalinidad derivada del ión bicarbonato se genera (4). En sistemas cenados, donde el intercambio de gases con la atmósfera está limitado, la mayor parte de l CO2 producido permanece en disolución, y la pco2 es mucho más alta que en sistemas abiertos, donde, al no existir impedimentos para el intercambio de gases con la atmósfera, el CO 2 gas y tan sólo una pequeña parte permanece en disolución. escapa en forma de De forma que los sistemas cerrados ofrecen condiciones mucho más favorables para el tratamiento d e las aguas ácidas que los sistemas abiertos, ya que en ellos la tasa de generación de alcalinidad com o bicarbonato es mucho más elevada y la solubilidad de la caliza es mayor, por la mayor presión parcia l de dióxido de carbono existente dentro del sistema. III-3.2. Técnicas de aplicació n Drenajes anóxicos calizos (anoxic limestone drains) Descripción Drenaje anóxico calizo, que es el término más empleado en castellano para hacer referencia a este sistema de tratamiento, es la traducción del término inglés anoxic limestone drain. Alternativamente, algunos autores utilizan otras denominaciones como drenaje anóxico en caliza, drenaje anóxico alcalino o zanja caliza. Los drenajes anóxicos calizos (DAC) consisten en un lecho de caliza enterrado y recubierto con un a lámina plástica, que aísla la estrctu a del oxígeno del aire, a través del cual se hace circular el agu a ácida, Figura I

126 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AP/015 EPM - IST IMCL - Lllv1EIS A Mediante este sistema de tratamiento puede elevarse el ph del agua hasta valores cercanos a l a neutralidad, e incluso superiores, desde ph iniciales inferiores a 3. La tasa de eliminación de metales de l agua que permite se sitúa entre el 45 y el 100 % 1. DIMENSIONAMIENTO - Tiempo de residencia 14 hora - Longevidad del sistema : Caliza necesaria para T años, 14 h de residenci a y un aporte de alcalinidad determinado. Combinación de amboscriterios 2. DISEÑO - La profundidad de la zanja excavada para alojar la caliza suele oscilar entre m. - Es preferible que la relación entre longitud anchura este equilibrada, y n o supere 5:1. Tuberías de conducció n Movimiento del agu a B. SECCIÓN TRANSVERSA L AKiLL A SUELO i'ev EfAciON COMPAC Ai1A CJ pp Mp-ti..1% p LAMINE :.I%I 3 L - p L s ica (> 9 vea s lo d Flgr' íb p.cr :1.0 ~ ~ W 6 Figura Esquema básico de construcción y diseño de drenajes anóxicocalizo s

127 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/O n3 EPM - IST IMCL - LIrMIEIS A Está técnica fue descrita por primera vez por la Tennessee Division of Water Pollution Contro l (TDWPC) (Tunnery McCoy, 1990). LaTennessee Valley Division (TVD) paralelamente observó que la calidad de los drenajes ácidos que filtraban a través de una balsa de residuos de carbón mejorab a como consecuencia de su contacto con la caliza contenida en una antigua pista que había quedad o enterrada por la balsa. Esta caliza se disolvía rápidamente, elevando el ph del agua y aportándole alcalinidad, y no se recubrí a de precipitados, ya que las condiciones de anoxia prevenían el desencadenamiento de reacciones d e oxidación e hidrólisis. Una vez las aguas alcanzaban la superficie del terreno, y entraban en contacto con el oxigeno atmosférico, los metales se oxidaban y precipitaban, mientras que el ph del agua se mantení a en valores cercanos a la neutralidad (Brodie et al, 1991). En 1989 la TVA y la TDWPC promovieron la realización de diversas experiencias encaminadas a la aplicación de estas observaciones al tratamiento pasivo de aguas ácidas y a la puesta a punto de disefios y técnicas concretas. Desde 1990 están siendo utilizados para el tratamiento de aguas ácidas. Inicialmente, los drenajes anóxicos calizos se utilizaron preferentemente para el tratamiento de drenajes procedentes de minas de interior y como sistema de petratamiento de aguas netamente ácidas, antes de su tratamiento en ciénagas aerobias. Actualmente, se utilizan tanto para drenajes de minas subterráneas como de cielo abierto, y constituyen la base del tratamiento en muchos de los sistemas construidos. Bases de funcionamient o El tratamiento del agua en los drenajes anóxicos calizos se produce por una secuencia de neutralización/oxidación/hidrólisis y precipitación. S La neutralización se realiza mediante la disolución la caliza en el interior del drenaje, e n condiciones de anoxia y en ambiente cerrado, sin contacto con la atmósfera. La ausencia d e

128 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A oxigeno previene la precipitación de hidróxidos metálicos insolubles sobre la caliza que pudiera n recubrirla, eliminando su poder neutralizante. Y el aislamiento de la atmósfera determina una alta presión parcial de CO 2, que favorece la disolución de la caliza e incrementa la generación de alcalinidad. Se ha determinado empíricamente que la concentración de CO2 en el interior de lo s drenajes anóxicos es de entre 1.5 y 600 veces superior a la atmosférica (Naim et al, 1992 ) La oxidación e hidrólisis química de los metales y su consiguiente precipitación en forma d e hidróxidos bastante elevado se produce en el exterior del sistema. Cuando el agua sale del drenaje, tiene un ph bastante elevado, y al entrar en contacto con la atmósfera estas reaccione s se producen por vía química a una velocidad muy superior a la que tendrían en medio ácido. Criterios de diseño y construcción Los dos factores clave del diseño de los drenajes anóxicos calizos son lograr condiciones de anoxia y controlar la circulación del agua de manera que fluya de forma homogénea a través de todo el relleno de caliza. Tamaño v forma. Los drenajes anóxicos calizos generalmente se construyen en zanjas excavadas, aunque también pueden construirse mediante obra de fábrica o aprovechand o estructuras mineras inactivas (balsas, depósitos, etc.), Fotos 9 y 10. Su tamaño debe ser suficiente para albergar la cantidad de caliza necesaria para genera r alcalinidad durante el plazo de tiempo deseado. En el apartado siguiente se tratan con detalle lo s criterios que pueden aplicarse para determinar sus dimensiones óptimas

129 Alternative options for passive treatrnent systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/01 5 EPM -IS T IMCL LIMEISA FOTO 9. Drenaje anóxico calizo de obra de fábrica construido en la salida de una galería. (Mina E l Trincherón. Huelva, España). FOTO 10. Drenaje anóxico calizo construido en una zanja excavada y recubierta de lámina de polietileno de alta densidad (Mina Angostura. Huelva, España)

130 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - L MEISA Otra consideración de gran importancia a la hora de decidir el tamaño y configuración de l sistema, es que el DAC debe permanecer totalmente inundado durante todas la épocas del año. Para ello, es importante realizar un estudio previo para determinar los caudales medios, máximo s y mínimos de los drenajes a tratar. Una forma de asegurar que el caudal de entrada se mantiene más o menos constante a lo larg o del año, es construir un sistema de captación, almacenamiento y distribución de las aguas, par a recoger los drenajes a tratar y distribuirlos de la fonna que se considere más adecuada. La profundidad del depósito en el que se aloja la Caliza suele oscilar entre 0,6 y 2 m. La relación entre longitud/anchura debe estar equilibrada para asegurar una circulación lenta y homogéne a del agua. En los DACs cortos y anchos con frecuencia quedan zonas sin inundar ("cortocircuitos hidráulicos"), mientras que en los que son largos y estrechos hay mayor riesgo de taponamient o hichulico. En los drenajes que llevan más tiempo funcionando la relación longitud/anchur a presenta un amplio rango que oscila entre 4 :1 y 50:1, pero en los diseños más recientes se est á tendiendo a formas casi cuadrangulares, con una relación longitud/anchura cercana a 1 :1, y no superior a :1 (Watlaf, 1998). El fondo de la excavación, o del depósito construido, debe tener una pendiente del 0%, o cercana a este valor, para asegurar que toda la caliza queda inundada. S Circulación del agua. Para maximizar el contacto del agua con la caliza, los drenajes anóxicos calizos suelen dividirse en varios módulos conectados por una serie de tuberías, dispuestas de tal forma que el agua entra por la parte baja de cada uno de ellos y sale por la parte superior, III - 42

131 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPíM - IST IMCL - LI1v EIS A Figura III.7. De esta forma, el agua se ve obligada a recorrer en su trayectoria todo el espeso r del sustrato y se evitan los flujos laminares por la superficie del lecho de caliza. La sección de los tubos utilizados para el paso del agua debe ser adecuada al caudal previst o de tratamiento, y disponerse de forma que aseguren una buena distribución del agua a lo ancho del DAC. S Características de la caliza. Es recomendable utilizar caliza de alta calidad, con un contenido en carbonato cálcico superior al 90%, ya que se disuelve en el agua ácida mucho más rápida y fácilmente y contiene menos impurezas. No es conveniente utilizar calizas dolomíticas porque su contenido en carbonato magnésico y calcicomagnésico es muy elevado y son menos reactivas. En la mayoría de los DAC construidos hasta el momento se han utilizado tamaños de piedra de entre 2 y 15 cm de diámetro. Este rango granulométrico ofrece una gran área de superfici e reactiva y alta conductividad hidráulica. En diversas experiencias se ha comprobado que e l tamaño de poros que proporcionan los tamaños inferiores a 2 cm es demasiado pequeño y dificulta la circulación del agua. S Aislamiento del oxígeno atmosférico. Para impedir la penetración del oxígeno atmosférico y asegurar condiciones de anoxia, el lecho de caliza se envuelve con una lámina plástic a impermeable, generalmente de polietileno de alta densidad (P.E.A.D) que es un material que resiste la intemperie sin alteración de sus características. No es conveniente disponer una capa de paja entre la caliza y la lámina plástica, tal y como se hacía en los primeros diseños para reforzar las condiciones de anoxia y evitar el contacto directo entre ellas, ya que la actividad de las bacterias da lugar a la formación de compuestos orgánico s insolubles que precipitan sobre la caliza

132 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPIMI - IS T IMCL - LIMEIS A Para prevenir daños por pisoteo, vandalismo, la acción de los elementos, etc, es convenient e recubrir la superficie externa de la lámina plástica con una capa de suelo de 0,6 m de espeso r mínimo, y proceder a su revegetación. No debe revegetarse con especies arbóreas ni con leñosas que tengan un sistema ladicular profundo, para evitar que las raíces perforen la lámina plástica de recubrimiento. Algunos diseños incluyen una capa de arcilla intermedia, situada entre la capa de suelo y la lámina plástica, para reforzar el efecto aislante. Aunque esta medida no parece necesaria ya qu e los materiales sintéticos en el mercado aseguran condiciones totales de aislamiento frente al air e y el agua. Criterios de dimensionamient o La cantidad de caliza necesaria para el tratamiento y las dimensiones de los DACs, pueden determinars e en fimción de la longevidad que se pretende dar al sistema, del tiempo de residencia del agua, o combinando ambos criterios, Tabla III-5. El tiempo de residencia que se considera óptimo para alcanzar el nivel máximo de aporte de alcalinida d al agua es 15 horas, ya que la velocidad de disolución de la caliza se hace considerablemente más lent a después de este tiempo y la adición de alcalinidad no se incrementa de forma significativa (Hedor y Watlaf, 1994). Por otro lado, hay que tener en cuenta que para mantener el mismo tiempo de contacto del agua con l a caliza en todo momento, es necesario compensar las pérdidas por disolución. aportando mayor volume n de caliza del que seria necesario para lograr las 15 h de residencia del agua. La cantidad de caliza para un tiempo de residencia de 15 h puede calcularse de acuerdo a la siguient e fórmula. III - 44

133 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LEVIEIS A M O e V p tr donde, Q es el caudal del efluente a tratar. es la densidad de la caliza suelta (1,6-1,8 Vd ) tr es el tiempo de residencia, que debe ser igual a 15 h para lograr el nivel máximo d e generación de alcalinidad. Vp es el volumen de poros expresado en forma decimal (0,3-0,5). Para compensar las pérdidas por disolución durante un periodo de tiempo determinado la cantidad d e caliza requerida puede expresarse corno : M n (' T X donde, Q es el caudal del efluente a tratar. C es la concentración esperada de alcalinidad en el efluente tras el tratamiento. T es el periodo de tratamiento que se pretende. X es el contenido en carbonato cálcico de la caliza expresado en forma decimal. La suma de estas dos ecuaciones representa la cantidad total de caliza requerida para el tratamiento : M t R Q VP QC T X III-45

134 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPIb1 - IS T IVICL - LIMEISA La cantidad de alcalinidad que va a generar el sistema puede predecirse simulando un DAC en e l laboiatorió, rellenando un recipiente con la caliza que se va a utilizar y el agua a tratar. Este recipiente se cierra herméticamente y se mantiene así durante dos días. Se ha encontrado una gran correlación entre las concentraciones de alcalinidad obtenidas en esta simulación y las reales de los DAC construido s (Watlaf, 1998; Watlaf y Hedin, 1993). Para aplicar este criterio algunos autores sugieren utilizar kg de caliza por litro/minuto de caudal, para obtener una generación de alcalinidad de 300 mg/1 y 20 arios de vida útil del sistema (Kepler, 1995). Una regla más conservadora, que asegura condiciones adecuadas para el tratamiento de la mayoría de las aguas, es utilizar kg de caliza por cada litro minuto de caudal (Watlaf y Hyman, 1995). TABLA I11-5. CRITERIOS DE DISEÑO DE DRENAJES ANÓXICOS CALIZO S CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO FÓRMULA DE CÁLCUL O Caliza (m3)= caudal (m3/h)x tiempo de residencia (15 h)/ vol. poro s Tiempo de residencia (m' x 2 para asegurar 20 años de actividad.) Caliza (t) = Q tr /V,, Longevidad del sistema Caliza (t) = Q C TIX Caliza (t) = entrada de acidez (t/afio) x periodo de activida d (años)/ % carbonato cálcico x % disolució n Combinación de ambos criterios caliza (t) _ (Q tr IVp) + (Q C Ti X) Caliza (kg) = kg por 1/min Q= caudal (m3/ h); = densidad de la caliza(t'm3); tr tiempo de residencia (h) ; Vp= volumen de poros ; C= [alcalinidad esperada en el etl uente](t/m') ; T= periodo de tratamiento (h) ; X= contenido en carbonato cálcico de la caliza en form a decimal. III - 46

135 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreemcnt n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LlMEIS A Limitaciones del sistem a El tratamiento mediante drenajes anóxicos calizos únicamente es aplicables a aguas ferrosas (Fe"< rngil), con bajo contenido en oxígeno disuelto (O.D. <5 mg/1) y en aluminio (Al' +< 5 mg/1) y concentraciones de sulfato que no superen los 2.000mg/l. Estas restricciones están relacionadas fundamentalmente con la necesidad de prevenir la colmatación de la caliza por precipitados : S La condición básica para que funcione el sistema es que se mantengan las condiciones de anoxia. Si el agua está oxigenada en exceso, puede producirse la oxidación e hidrólisis de lo s compuestos metálicos en el interior del DAC, aunque éste se encuentra perfectamente aislado del exterior. Se requiere tan solo 1 mg/1 de oxígeno disuelto para oxidar 7 mg/1 de hierro ferroso. El nivel máximo de concentración de oxígeno disuelto que los distintos autores coinciden e n señalar como aceptable es de 2-3 mg (Turner y McCoy, 1990 ; Brodie et al, 1990; Skousen, 1997). S La hidrólisis del hierro férrico se produce a ph 3, de manera que su precipitación com o hidróxido se producirá en el interior del dispositivo en el momento en el que se eleve el ph. Si las aguas tienen un contenido excesivo en este catión, la caliza puede quedar totalmente cubierta de precipitados insolubles y perder con ello su potencial neutralizante. El contenido en hierro férrico considerado como limite máximo aceptable es de 1-2 mg/l, (Kleinmann, 1992 ; US Bureau of Mines, 1992). S El alumino precipita a ph 4 por hidrólisis, sin que sea necesario el paso previo de oxidación, por lo que el nivel de oxígeno disuelto y la concentración de aluminio son parámetro s III - 47

136 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEISA independientes en cuanto a la determinación del riesgo existente de colmatación de la caliza po r precipitados, ya que la inexistencia de oxigeno no asegura la no-precipitación del aluminio dentr o del drenaje, ni su presencia la determina. Por otro lado, aunque la precipitación del aluminio puede producirse en ausencia de oxígeno una vez que el ph se eleva por encima de 4, este elemento, el aluminio, tiene muy poca afinidad po r el carbonato cálcico y no suele recubrir la caliza, sino que generalmente forma flóculo s gelatinosos que se mantienen en suspensión en el agua. De forma que, aunque existan nivele s excesivos de aluminio, la probabilidad de que la caliza se recubra con precipitados de alumini o no es elevada. Aunque estos flóculos sí pueden ocasionar problemas al disminuir l a permeabilidad y la porosidad del sistema. Los criterios de adecuación que indican los distintos autores para el aluminio son muy dispares : < 1 mg/l, US Bureau of Mines, < 2 mg/l I lein mana et al, < 25 mg/l, Skousen, < 50 mg/1, Nairn et al, 1991 ; Skousen, S Un contenido excesivo en sulfatos puede conducir a la formación de yeso sobre la caliza, disminuyendo su solubilidad o disminuyendo la porosidad del sistema. Este efecto, aunque puede producirse, no aparece bien documentado ni contrastado en la bibliografia. Se considera que mg/1 es el contenido máximo de sulfato para este tratamiento (Skousen, 1988). Necesidades de pre y postratamiento Si las aguas cumplen las condiciones adecuadas para su tratamiento por este sistema, no es necesario pretratamiento

137 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIviEISA Si presentan un contenido excesivo en hierro fénico y/o oxteno disuelto, es necesario realizar un pretratamiento en balsas orgánicas u otros sistema basado en la reducción bacteriana del sulfato, para reducir el hierro férrico a ferroso y consumir la mayor parte del oxígeno disuelto. Como postratamiento siempre es necesario instalar a la salida del drenaje una serie de balsas para recoger los precipitados generados en las reacciones de oxidación e hidrólisis que se desencadenan a l contacto del agua con la atmósfera. Además, es conveniente combinar la utilización de los drenajes con ciénagas aerobias, situándolas también a la salida del sistema, para favorecer y acelerar la eliminació n de metales por oxidación e hidrólisis y retener los flóculos de hierro que el agua puede llevar e n suspensión. III Sistemas aerobios basados en la disolución de la caliz a Balsas o estanques calizos (lirnestone ponds) Son estanques construidos por encima del nivel de descarga del drenaje ácido, con el fondo relleno d e caliza, por los que se hace circular las aguas ácidas en sentido ascendente a través del lecho caliz o (Faulkner y Skousen, 1995). Las dimensiones y el diseño del estanque deben asegurar que el agua permanece en él de 1 a 2 días, para que se disuelva convenientemente la caliza, y que el punto de entrada del agua y el lecho de caliz a permanezcan bajo la lámina de agua. La profundidad del estanque dependerá de la topografía del terreno y de la cota del punto de descarg a del drenaje a tratar (1-3 m, generalmente). El lecho calizo suele tener entre 0,3 y 1 nl de espesor

138 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IIvICL - LIMEIS A Es conveniente remover periódicamente el lecho calizo para desprender los precipitados de hidróxido de hierro y aluminio que puedan formarse, y añadir más caliza según ésta se vaya agotando por disolución. Canales abiertos de caliza (opera limestone channels) Son cunetas o canales con el fondo recubierto de caliza por las cuales circulan las aguas ácidas a trata r (Ziemlciewvicz et al ). En los primeros ensayos y experiencias realizadas sobre el tratamiento pasivo de las aguas ácidas co n caliza, se estableció que los recubrimientos de hidróxido que se forraban sobre la caliza impedían que ésta continuara disolviéndose, con lo que cesaba la actividad del sistema. Pero más recientemente se ha visto que la caliza continua disolviéndose después de producirse su recubrimiento, aunque a una velocidad entre el 20 y el 50% menor de la que tiene la caliza sin recubri r (Pearson y McDonnen, 1975 ; Zielnkiewicz et al., 1994, 1997). De manera que los drenajes ácidos pueden neultalizarse en condiciones aerobias si se logra un tiemp o de contacto caliza/agua que asegure la generación de suficiente cantidad de alcalinidad. Los canales abiertos de caliza se presentan como una buena solución para el tratamiento de escorrentías ácidas en casos dónde no es posible una gran inversión inicial. Además, su aplicación n o presenta restricciones por el tipo de agua, como sucede en los drenajes anóxicos calizos, y no necesit a prácticamente mantenimiento. Su sección transversal (altura y profundidad) pueden determinarse en función del caudal y el contenid o en acidez del drenaje a tratar, mediante el cálculo de la cantidad de caliza necesaria para tratar el agua,

139 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LLMEIS A teniendo en cuenta que se va a producir el recubrimiento y que la velocidad de disolución de la caliz a va a verse disminuida. Este sistema da mejores resultados donde la pendiente longitudinal del canal es superior al 20%, ya qu e el agua alcanza velocidad suficiente para arrastrar los hidróxidos metálicos en suspensión evitando qu e se depositen sobre la caliza, y que taponen el espacio de poros. En las experiencias realizarlas hasta la fecha, aunque no se logra elevar significativamente el ph del agua, sí que se disminuye la cantidad de acidez y se logra una eliminación de metales de alrededor del 75% (Skousen, 1997). Pozos de desvío Consisten en un cilindro o un tanque vertical metálico o de hormigón, de entre 1,5 y 1,8 m de diámetr o y 2-2,5 m de altura, relleno con arena caliza. Estos pozos se sitúan dentro o en una margen de la línea de drenaje ácida, elevados sobre la superficie del terreno o enterrados. El agua se introduce en el tanque por una tubería, de cm de diámetro, desde una presa situad a aguas arriba, si se trata de efluente exteriores, o desde la galería de desagüe si se trata de desagüe s procedentes de minería subterránea. Esta tubería desagua en el centro del tanque a unos centímetros del fondo, y fluye hacia su parte superior disolviendo la arena caliza. El agua debe circular rápidamente para que agite el lecho calizo, y arrastre fuera del tanque los flóculos y partículas de hidróxido producidas en la reacción de oxidación e hidrólisis, evitandose así la colmatación de la caliza por precipitados insolubles. Estos precipitarlos se recogen en una balsa o un dique de retención situados aguas abajo del tanque.

140 Alternativa options for passive trreatrnent systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A Para que el agua circule debe mantenerse un potencial hidráulico en la cabecera del sistema de, al menos. la altura del tanque. Tratamiento con arena caliza Este tratamiento consiste en aportar directamente arenas calizas a los drenajes ácidos o a los cauce s receptores de estos drenajes. Estas arenas son arrastradas por la corriente y redistribuidas aguas abajo, ampliándose el radio de acción del tratamiento a varios kilómetros del punto de aporte (Skousen, 1997). Para obtener resultados, este tratamiento debe repetirse al menos tres veces al año, y utilizar un a cantidad de caliza equivalente a la cantidad de acidez que se pretenda neutralizar (Zurbuch, 1996).

141 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A III-4. SISTEMAS MIXTO S III-4.1. Fundamento teórico Los sistemas mixtos constituyen. por el momento, la última generación de métodos de tratamient o pasivo. Son un híbrido entre los DAC y las balsas orgánicas, y su funcionamiento se basa en la utilizació n combinada de caliza y materia orgánica, no en mezcla, sino en capas o lechos independientes situado s en la misma unidad de tratamiento. La capa de materia orgánica tiene la misión de reducir el hierro férrico a ferroso y consumir el o gen o disuelto del agua, para que las aguas queden en condiciones adecuadas para su posterior tratamient o en el lecho de caliza, que actúa de forma similar a un DAC, aportando alcalinidad y elevando el ph de l agua Técnicasde aplicación III Sistemas de producción sucesiva de alcalinidad (SAPS) Descripción y diseñ o En la bibliografia este tipo de sistema se han denominado sucesivamente e indistintamente sistemas de producción sucesiva de alcalinidad (sucessive alkaliniiyp,ducing systems, SAPS), sistemas d e producción de alcalinidad (alkaliniyproducing.systems, APS), ciénagas de flujo vertical (vertical - _flow compost wetlands. VFC1 y sistemas de reducción y producción de alcalinidad (reducing an d alkaiinity producing systems. RAPS)

142 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF ; 015 EPM - IS T IMCL - LIMEISA Se desarrollaron como fómiula para resolver las limitaciones al tratamiento que presentaban los drenaje s anóxicos calizos y las balsas orgánicas, en cuanto atipo de agua los primeros, y superficie necesaria par a el tratamiento las segundas. En los SAPS puede tratarse todo tipo de aguas, incluso las que no son adecuadas para los DAC, y s u tasa de eliminación de acidez por unidad de superficie es diez veces superior a la que proporcionan la s balsas orgánicas convencionales (Watlaf v Pappas, 1996; WatIaf, 1998). Además, durante el invierno resultan mucho más efectivos en la generación de alcalinidad que las balsa s orgánicas, que suelen presentar una significativa reducción de su eficacia durante los meses fríos. Están formados por tres capas, agua embalsada, materia orgánica y caliza, situarlas de la superficie haci a el fondo por este orden, contenidas en un depósito o estanque excavado, a través de las cuales se obliga al agua a seguir una trayectoria vertical, Figura : S El agua se introduce por la parte superior en el sistema, utilizando cualquiera de los mecanismos de distribución del agua descritos en apartados anteriores, donde forma una lámina de entre 1 y 2 m de espesor, cuya misión es reducir la penetración de oxígeno disuelto hacia el interior del sistema. S Por debajo, se sitúa una capa de materia orgánica, de alrededor de 0,50 m de espesor. En ella, además de reducirse el hierro férrico a ferroso, se consume oxígeno y quedan retenidos alguno s metales traza (cobalto, cinc y níquel). Para esta capa pueden utilizarse los mismo materiales que en las balsas orgánicas (compost, estiércol, lodos compostados, etc.). En ella no existen lo s problemas de compactación y de disminución de la permeabilidad que pueden aparecer en la s balsas, ya que el peso de la columna de agua obliga al agua a penetrar hacia el fondo de l depósito. III - 54

143 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A S En la base del depósito se dispone una capa de grava de caliza de cm con alto contenido en carbonato cálcico (>90%) y, de 0,30 a 1 m de espesor. La reducción del hierro y el consum o de oxígeno producidos en la capa orgánica previene la formación de hidróxidos y la colmatació n de la caliza. 1. DIMENSIONAMIENT O Tamaño basa do en : - El tiempo de retención en la capa de caliza (14 h mínimo). Volumen de caliza (m3)= caudal (m3/h) x 14 h/volumen de poro s - Tasa de eliminación de acidez : g/m2 y dí a Tamaño mínimo (m2)=g acidez día/ DISEÑO captación 1.~"!/!.!!!~!.r/ 1 ~u ilrra7tetur" TUBO PERFORAD O TUBO CONDUCCIÓ N 1-1,5 m ,5-0,75 m~. 0,75-1 m ~ 4 ti íinl il`110 ALILA 1 41 tit,ík`nelil 1hl1titul IittfNt. l{ _~ }Hb. }t1!~l~,l}ttfr, A. SECCIÓN TRANSVERSA L Figura I11.8. Esquema básico de diseño de S.A.P.S

144 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A entrada. FOTO 11. Sistema de distribución del agua de FOTO 12. Vista general de un sistema de producción sucesiva de alcalinidad (Pellenna River, U.K.). II1-56

145 Alternative options for passive treatment systems of acid Goal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF,015 EPNI - IST IMCL - LIMEIS A S La salida del agua se realiza a través de una serie de tubos perforados situados bajo la capa d e caliza, que desaguan en unas balsas exteriores o en un sistema de ciénagas aerobias, donde s e produce la oxidación y precipitación de los metales. La circulación vertical del agua evita los problemas de taponamiento por el alto gradiente hidráulic o existente y la gran presión de cabeza que proporciona la columna de agua, en comparación con la baj a presión hidráulica de los sistemas de flujo horizontal. Además, la superficie de la sección transversal (perpendicular a la dirección del flujo de agua) en este tipo de sistemas es mucho mayor que la que ofrecen DACs, balsas orgánicas, etc. Dimensionamient o Las dimensiones de los SAPS pueden establecerse, como en las balsas orgánicas, en función de l a entrada de acidez, tomando corno referencia una tasa de eliminación de acidez de g/m' día' (Watlaf 1998). Otras fórmulas de dimensionarniento, como en los DAC, se basan en el tiempo de residencia del agu a en la capa de caliza. Para asegurara un tiempo de residencia mínimo de entre 12 y 15 horas y 20 año s de vida útil del sistema, la cantidad de caliza recomendada oscila entre y kg de caliza por litro y minuto, según se consideren criterios más o menos restrictivos (Kepler, 1995, Watlaf 1998). Algunos autores apuntan que el volumen necesario de caliza para asegurar 30 años de vida útil de l sistema es, aproximadamente, el doble del requerido para 14 horas de residencia del agua, calculand o éste sin considerar las pérdidas por disolución (Hedín et al., 1994). III-57

146 Atternative options fm passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/O 15 EPM - IST IMCL - LEVIEISA TABLA CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE SAP S CRITERIO DE DIMENSIONAMIENTO FÓRMULA DE CÁLCULO - Caliza (ni'') = caudal (1/In') x t R; VP (forma decimal ) Tiempo de residencia en la capa de caliza (mínimo h) - 2 x volumen de caliza para 14 horas de residencia_ úti l para 30 años de actividad. - Caliza (kg) = kg por 1/mi n - Caliza (t) _ (Q tr /VP ) + (Q C T/ X ) Contenido en acidez del agua de entrada Eliminación de acidez: g m-2 día -1 Superficie (ni') = g acidez día-'i Q= caudal (m'/ h); = densidad de la caliza(thm ) ; tr tiempo de residencia (h) ; VP = volumen de poros; C= [generación esperada de alcalinidadl(thm' ) ; T= periodo de tratamiento (h) ; X= contenido en carbonato cálcico d e la caliza (forma decimal). III Barreras o muros reactivos verticales (reactive walls) Una aplicación de esta secuencia de tratamiento, desarrollada para el tratamiento de la escorrentí a subsuperficial son lo que se denomina muros o barreras reactivas (reactive walls, reactive barrie r system, permeable reactive barriers). Consiste en una serie, de zanjas paralelas, excavadas perpendicularmente a la línea principal del fluj o subsuperficial a través de las cuales se hace pasar las aguas ácidas. La primera de las zanjas se rellena de materiales ricos en materia orgánica, para reducir el férrico a ferroso y disminuir el contenido en oxígeno, y la segunda, rellena de caliza, actúa como un DAC. Actualmente se está investigando la posibilidad de utilizar en el relleno otros materiales, naturales, corn o hidróxidos de hierro o fosfatos procedentes de industrias alimentarias, y sintéticos, corno zeolitas

147 Alternative options for passive treatment systems of acid Goal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A III-5. UTILIZACIÓNDE LOS SISTEMAS DE TRATAMIENTOPASIVO Hasta el momento los sistemas de tratamiento pasivo está dando muy buenos resultados en e l tratamiento de los drenajes ácidos de mina. Ahora bien, junto con los éxitos obtenidos y el desarroll o tecnológico experimentado en los últimos años, la bibliografia también hace referencia a que se ha producido un número significativo de experiencias fallidas, y otras que muestran indicios de agotamiento a corto plazo. Estos fracasos a menudo son la causa de que los operadores mineros, e incluso las administracione s públicas, desconfien de Ios resultados que se pueden obtener con la aplicación de sistemas d e tratamiento pasivo, y se muestren reticentes a utilizarlos. Algunas de las causas más comunes que han producido el fallo de los sistemas pasivos son las siguiente s (Hyman y Watlaf, 1995) : Expectativas vagas o irreales del funcionamiento de los sistemas de tratamiento pasivo por part e de los usuarios. Caracterización inadecuada de la zona de actuación y de las aguas a tratar (diseño del muestreo, análisis químicos y medidas de caudal). Empleo de sistemas inadecuados por el tipo de aguas a tratar, y diseño y construcción mal realizados debido, generalmente, a un insuficiente conocimiento de los mecanismos bioquímico s que intervienen en el tratamiento y a la aplicación errónea de los métodos de dimensionamiento. Para optimizar los resultados de tratamiento y minimizar el riesgo de fracaso, es conveniente seguir u n esquema metodológico de trabajo que tome en consideración todos los factores que pueden influir l a selección del sistema, el dimensionan.riento y diseño, y en sus necesidades de control y mantenimiento. III-59

148 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainaee ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A A continuación se presenta una secuencia de definición de proyectos de tratamiento por sistemas pasivos, en la que se consideran las principales fases que deben ser desarrolladas : Definición de los objetivos de tratamiento Antes de desarrollar las posibilidades de tratamiento es importante fijar los objetivos finales d e calidad que se pretenden, en fimción de parámetros como ph, concentración de determinado s iones, etc. Estos objetivos pueden establecerse en función de la normativa de aguas vigente en cada país, o bien en términos de porcentaje de descontaminación o de reducción de la concentración de los parámetros que se consideren más significativos con respecto a su situación inicial. Caracterización de las aguas y de la zona de actuación El objetivo de esta fase es obtener un conocimiento adecuado sobre : S El caudal medio de las aguas a tratar y su variabilidad a lo largo del ario hidrológico. S La composición química de las aguas, al menos, con respecto a los principales elementos y compuestos que condicionan las posibilidades de tratamiento, Tabla Hl-7.

149 Alternalive options for passive treatment systems of acid erial mine drainage ECSC Agrecment n 7220-AF!015 EPM - IST IMCL - LIMEIS A TABLA 11I-7. PARÁMETROS PARA LA CARACIERIZACIÓN INICIAL DE LOS DRENAJES ÁCIDOS (Hyman y Watlaf, 1995) PARÁMETRO Caudal ph en camp o ph en laboratorio Alcalinidad total (como C O 3Ca ) Acidez neta (como CO 3Ca ) X X X X X X X X X X X X X X X PARÁMETRO Plat a Arsénic o Bari o Berilio Cobalto X x 1. Mínimo : Iones típicos de las aguas ácidas y parámetros que deben ser conocidos para decidir el método de tratamiento y dimensionar los sistemas. 2. Deseable : Iones que frecuentemente aparecen en las agua s ácidas y que permiten establecer el balance iónico y desarrollar modelos y análisis geoquímicos. También incluyen sales utilizadas frecuentemente como trazadore s hidrogeológicos. Alcalinidad neta (como CO,Ca ) Hierro ferroso Hierro total X X X X X X x Cromo Cobre Níque l x x 3. Vida acuática: Constituyentes típicos de las aguas ácida s que influyen en la vida acuática. Calci o X X Plomo X Magnesi o X X Mercuri o X Alumini o Sodi o Manganeso Sulfat o Cloruro Potasi o X X X X X X X X X X X X Antimoni o Seleni o Tali o Vanadi o Cin c X Bromuro X Conductividad específica X X X 11I-61

150 Alternative options for passive treatment systems of acid coa] mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IST IIvMCL - LIMEIS A Definición de la secuencia de tratamiento y selección de los sistema s Distintos autores han desarrollado esquemas sencillos de selección de la secuencia y el sistem a de tratamiento, en función de las características de las aguas. Tabla III-8 y Figuras 111.9, III.10 y L[I.11. Por otro lado, es necesario aplicar medidas de pre y/o postratamiento en la mayoría de lo s sistemas, y cada uno de ellos actúa con mayor eficacia sobre alguno o algunos de los aspecto s de la descontaminación. Por ejemplo, las ciénagas aerobias son muy efectivas para eliminación de hierro pero no mejoran el ph, mientras que los DACs sobre todo proporcionan alcalinida d al agua. Para lograr los mejores resultados de tratamiento, es preferible, por tanto, utilizar los distinto s sistemas de forma combinada y secuencial, incluyendo unidades de pretratamiento, tratamient o y postratamiento. En la Tabla III-9 se resumen los criterios de dimensionamiento y diseño de los principale s sistemas de tratamiento pasivo. Dimensionamient o Una vez decidida la secuencia de tratamiento, el siguiente paso es dimensionar las distinta s unidades que lo componen, aplicando los criterios de dimensional-mento que resulten má s adecuados en fimción del tipo de agua y los objetivos de tratamiento que se hayan definido, Tablas III-8 y II1-9. Seguimiento y control III-62

151 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A Es conveniente contrastar los resultados obtenidos con las expectativas de tratamiento sobre la s que se haya basado el diseño del sistema, para verificar su adecuado funcionamiento y detecta r posibles fallos vio cambios en la composición química o el caudal de los drenajes ácidos. Para ello. deben tomarse muestras de agua en puntos representativos y proceder a su análisis. Como mínimo deberían situarse puntos de torna de muestras en la entrada y la salida de cad a una de las unidades que componen la secuencia de tratamiento y continuar este seguimient o durante un año, al menos. Los parámetros que es conveniente analizar coinciden básicament e con los que se indican en la Tabla III-7. DRENAJES ÁCIDOS DE MIN A AGUA NETAMENTE ALCALINA AGUA NETAMENT E ÁCID A GENERACIÓN DE ALCALINIDA D TRATAMIENTO AEROBICO TRATAMIENTO ANAERÓBIC O DISOLUCIÓN DE LA CALIZA REDUCCIÓN BACTERIAN A DEL SULFAT O OXIDACIÓN DEL HIERRO Y DEL MANGANESO VERTID O Figura Secuencia de procesos de tratamient o III-63

152 Alternative options for passive treatment systems of acid coa] mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A ANALISIS DE AGUAS Y DETERMINACIÓN DE L CAUDA L AGUA NETAMENTE ALCALINA AGUA NETAMENTE ÁCID A Oxígeno disuelto, Fe'' yal < 1mg/I oxígeno disuelto, Fe ; ' yal >lmg/ I acidez > 150 mg/l y test co n caliza predice agua netamante alcalina acidez > 150 mgll y test co n caliza predice agua netamant e ácid a DRENAJE ANOXICO CALIZ O + CIÉNAG A CIÉNAGAS AEROBIAS SAPS + ciénaga s o BALSA ORGÁNIC A Figura Elección del sistema de tratamiento en función de las características del agua. (Modificado de U.S. Bureau of Mines, 1992). III-64

153 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Aereement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LEVÍEIS A Análisis de aguas y determinació n del cauda l AGUA NETAMENTE ÁCID A AGUA NETAMENTE ALCALINA Determinación del contenido en 02, y relación ferroso/férric o O.D.<2mg/ I Fea+<10% A13+<25 mg/1 O.D.2-5 mg/ I Fe % O.D. >S mg/1 Fe3+>25 % 1 DRENAJE ANÓXICO CALIZO CIÉNAGA AEROBIA O ANAEROBIA,O SAPS Bajo caudal (<100 1/min) Agua netamente Agua netamente alcalina ácid a ph >4, 5 Aireació n ph <4, 5 CANAL ABIERTO CALIZO BALSA D E DECANTACIÓN BALSA DE DECANTACIÓ N BALSA DE DECANTACIÓ N CIÉNAGA AEROBIA CIÉNAGA ANAERO B O SAP S Se cumplen los objetivos de tratamiento? SI Vertido NO Tratamiento químico o recirculación a través del sistema pasiv o Figura Proceso de selección del sistema de tratamient o (Skousen, 1997, adaptado de Hedin. 1994). I1I-65

154 Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/015 EPM - IS T IMCL - LIS-IEIS A TABLA SELECCIÓN DEL SISTEMA DE'1KATAMIENTO EN FUNCIÓN D E LA CALIDAD DEL AGUA (Watlaf,, 1998). TIPO DE AGUA DETERMINA- CLONES SISTEMA DE TRATAMIENTO CRITERIOS DE DISEÑO L Aguas netamente alcalinas [Fe y Mn] Ciénaga aerobia Fe : g día ' ' Mn: g m' día II. Aguas netamente ácidas: Fe", Al y O.D.<1 mg/i, y a. Acidez de Fe" y M n < 150 mg/l Caudal Drenaje anóxico caliz o 'Caliza (t) (Q tr In) + (Q C Ti X ) [Fe y Mn] + Ciénaga aerobia Fe : g m' día' ' Mn: 0,5-1 g ni'-día" ' b. Acidez de Fe'' y Mn > 150 mgtl, y Cauda l Drenaje anóxico caliz o Caliza (t) = (Q t R /VP) + (Q C TI X ) Resultado de ensayo : netamente alcalinas aguas + [Fe y Mn] + Ciénaga aerobia Fe : g ni' día- ' Mn : 0,5-1 g ni" día' c. Acidez de Fe" y M n >150mg/l. y [acidez] o cauda l SAP S Acidez: g ni' día" ' Ot R en la caliza >12 h Resultado de ensayo : netamente ácidas aguas + [Fe y Mn] o [acidez] + Ciénaga aerobia o Balsa orgánica Fe: g m' día" ' Mn : g día" ' Acidez : 3,5-7 g ni' día " ' III. Aguas netamente ácidas : Fe", Al y O.D.>1 tng/l [acidez] o caudal SAPS Acidez : g ni'- día"' o t R en la caliza >12 h [Fe y Mn ] o + Ciénaga aerobi a o Fe : g ni'- día" ' Mn:0,5-1 gni"'día - ' [acidez] Balsa orgánica Acidez : 3,5-7 g día -' 1 Acidez de Fe' + Mn = 1,8 x ([Fe''] + [Mn]), en mg/ 1 '' caudal m'1 h densidad de la caliza t/m tr= tiempo de residencia (h) ; V volumen de poros ; C= [alcalinidad esperada en el efluente](t/n) ; T = periodo de tratamiento (h) ; X= contenido en carbonat o cálcico de la caliza

155 Alternativa options for passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n 7220-AF/O15 EPM - IS T IMCL - LIMEIS A TABLA RESUMEN DE CRITERIOS DE DISEÑO. SISTEMA D E TRATAMIENTO PRETRATAMIENTO POSTRATAMIENTO CRITERIOS D E DIMENSIONAMIENTO DISEÑO SAPS (SucessiveAlkalinity / roducingsystem) No es necesario. Balsas de decantación - Balsas de oxidación y recogida d e precipitado s Ciénagas aerobias Tiempo de residencia mínimo en la caliza (14 horas) eliminación de acidez : g m ` día - Maximizar la superfici e perpendicular al fluj o Drenajes anóxicos calizos (D.-1C oald) Balsa orgánica -Balsas de oxidación y recogida d e precipitado s - Ciénagas aerobias Tiempo de residencia (14 horas) Cantidad de caliza necesaria para 15 h de residencia y T arios de vid a Relación largo/ ancho : 1:1 o 2 : 1 Balsas orgánicas (Compost 11'etlands) Balsa de decantación - Balsa de decantación Tiempo de residencia (14 horas) (Volumen de poros 0,5 ) Eliminación de acidez: 3,5-7 g m -2 día - ' cm de sustrato orgánico mezclado con caliza. Flujo subsuperficial del agua. Ciénagas anaerobias (.<Ltaerobic FPetIands) Balsas orgánicas, SAPS o DACs para añadir alcalinidad al agua Ciénagas aerobias Balsa de decantación Eliminación de acidez 5 g m` día - ' Flujo subsuperficial del agua. Aliviadero para evacuación de lo s caudales máximos probables. Ciénagas aerobias (:lerobic Il'edands) Adicción de alcalinidad al agua Flujo superficial del agua. Canales de aireación Eliminación de hierro : g m'- día-' (SAPS, DAC,...). Eliminación de manganeso : 0,5-1 g m-2 -Balsa de oxidación/precipitación Aliviadero para evacuación de lo s día -1 - Balsas de recogida de precipitados caudales máximos probables

156 Alternative options foi passive treatment systems of acid coal mine drainag e ECSC Agreement n AF/O15 EPM - IST 1MCL - LIMEIS A