TEMA 5 Complemento 1 CALIDAD DE AGUAS EN RÍOS AUTODEPURACIÓN

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1 Página 1 TEMA 5 Complemento 1 CALIDAD DE AGUAS EN RÍOS AUTODEPURACIÓN

2 Página LA DESAPARICIÓN DE LA MATERIA ORGÁNICA Y LOS PROCESOS DE DESOXIGENACIÓN Introducción Elegir un criterio para la caracterización del grado de contaminación de un río es bastante difícil ya que son muy variados los efectos que producen los diferentes tipos de contaminantes sobre las aguas. Sin embargo, la contaminación debida a la materia orgánica es a menudo la que produce un efecto más significativo sobre el sistema acuático. La fuerte demanda de oxígeno disuelto (OD), ya sea por la oxidación de la materia orgánica o inorgánica, desde la misma masa de agua o desde los sedimentos, crea problemas muy graves en todo el ecosistema acuático. El OD es el factor energético fundamental para los seres vivos. Bajas concentraciones de oxígeno producen desajustes en el ecosistema, mortalidad de peces, olores y otros efectos estéticos desagradables. En consecuencia el OD es una de las más importantes variables del sistema acuático. Los primeros trabajos realizados sobre el OD se desarrollaron entre los años 1870 y Theriault (1927) ya presentaba el ensayo de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) y citaba las investigaciones sobre el OD en el río Támesis. En los Estados Unidos, los estudios en el río Ohio, realizados entre 1914 y 1916, permitieron la realización del fundamental trabajo de Harold Streeter y Earle Phelps sobre la modelización matemática del OD. El trabajo incluía la aplicación de un sencilla formulación matemática de los principales procesos asociados con el oxígeno disuelto en un río. Al avance del modelo contribuyeron posteriores trabajos; destacan los importantes aportes de Velz (1938, 1939, 1947, 1948), y O Connor (1967), el cual continuó el desarrollo de las bases matemáticas y bioquímicas para el análisis del OD en corrientes y de forma más importante en sistemas estuarinos, tales como el puerto de Nueva York; los masivos y detallados esfuerzos sobre el estuario del Támesis en el Reino Unido (Departament of Scientific & Industrial Research, 1964); además de los trabajos sobre el análisis del OD en estuarios, como hicieron O Connor (1960, 1962, 1965, 1966), Thomann (1963), y O Connor y Mueller (1984), además de otros Oxígeno disuelto en el agua El oxígeno disuelto en un cuerpo de agua varía temporalmente en función de la reaireración atmosférica, fotosíntesis (ya que en ella se libera oxígeno), respiración del fitoplancton, oxidación de materias orgánicas carbonáceas y nitrogenadas, y de la demanda de oxígeno del bentos (organismos que habitan en los sedimentos), fundamentalmente. La oxigenación del agua se debe principalmente a la solubilización del oxígeno atmosférico y, en general, minoritariamente a su generación en la fotosíntesis, principalmente de las algas. CO 2 + H 2O CH2O) FOTOSÍNTES IS n + ( O 2

3 Página 3 La concentración (OD) del oxígeno sigue la ley de Henry: La cantidad de gas disuelta en un liquido, a una determinada temperatura, es directamente proporcional a la presión parcial que ejerce ese gas sobre el liquido, y se expresa como: OD= k P donde P es la presión parcial del oxígeno en la atmósfera y k una constante de proporcionalidad que depende de la temperatura y de la naturaleza del gas y del líquido. Las unidades de la constante k son mol/l atm. El valor de k para el O 2 es 1, moles por litro a 1 atm y a 25 ºC. De este valor y de la presión parcial del oxígeno en agua, que es 0,0313 atm., se deduce que la concentración del oxígeno en agua a 25 C es 8,32 mg/l ó 8,32 ppm. Dado que la solubilidad de un gas en el agua disminuye con el aumento de temperatura, a 35 C la solubilidad del O 2 en H 2O es 7,03 mg/l y a 0 C aumenta a 14,74 mg/l. Estos valores expresan que la cantidad de oxígeno disuelto en agua es muy baja y que el aumento de temperatura incide fuertemente en su disminución. Los factores principales que intervienen en el balance de oxígeno en un río pueden agruparse en positivos, o de incorporación de oxígeno y negativos, o consumidores de oxígeno: Tabla 1.-Factores que intervienen en el balance de oxígeno. Incrementan el oxígeno Aportación del cauce Aportación del vertido Reaireación superficial Acción fotosintética Descenso de temperatura Dilución por corrientes no contaminadas Consumen el oxígeno Materia orgánica en suspensión Demanda béntica de oxígeno Respiración de peces, algas y otros organismos Aumento de temperatura Contaminación añadida Aumento de salinidad Cuando un vertido llega al cauce de un río, como consecuencia de los procesos de oxidación de la materia orgánica, se produce un descenso en los niveles de oxígeno disuelto. El balance puede ser tal que el descenso de oxígeno perjudique la vida de los peces y de otros organismos vivos. De ahí que la cantidad de oxígeno disuelto sea la variable fundamental a medir para determinar el grado de contaminación por materia orgánica biodegradable de un río. Todo tipo de materia biodegradable ejerce cierta demanda de oxígeno y es normal medir esa carga de contaminación a través de la cantidad de oxígeno necesaria para oxidarla mediante degradación bioquímica, es decir, mediante un proceso similar al que se produce en el ensayo de la DBO.

4 Página 4 Figura 30.-Interacción en el balance de oxígeno en un río Demanda bioquímica de oxígeno carbonácea Cuando se produce una descarga de aguas residuales urbanas en una corriente de agua, las bacterias atacan esta agua compuestas generalmente de materia orgánica, para construir un nuevo material celular y sostener su vida. Para este proceso de descomposición requieren oxígeno, y, a mayor cantidad de materia orgánica (DBOC) presente, mayor es la cantidad de oxígeno requerido para completar el proceso de oxidación. Esta actividad bacteriana se puede representar como: Materia Orgánica + Bacterias +O 2 CO 2 + H 2O + Nuevos microorganismos La degradación de la materia orgánica, por parte del oxígeno se puede representar por siguiente ecuación, que es la inversa de la fotosíntesis: ( CH 2 O) n + O2 CO2 + H 2O De su estequiometría se desprende que el peso de materia orgánica, representada por la fórmula mínima de los carbohidratos, CH 2O, requerida para consumir 8,32 mg de O 2 en un litro de agua a 25 C es 7,8 mg de CH 2O, lo cual pone de manifiesto que sólo basta muy poca materia orgánica para agotar el oxígeno disuelto en agua. Por tanto, un déficit muy alto de oxígeno indica una actividad biológica muy grande, lo que a su vez indica que la corriente ha sido contaminada. Durante este proceso de desoxigenación, el consumo de oxígeno o demanda bioquímica de oxígeno sigue una reacción monomolecular, en donde la velocidad de reacción en un

5 Página 5 instante cualquiera es proporcional a la concentración de materia orgánica sin oxidar que puede ser utilizada por los microorganismos. Esta reacción también es función de la temperatura. De la incubación de muestras a una temperatura conocida y de la determinación del oxígeno utilizado para la oxidación durante diferentes períodos de tiempo, ha sido posible conocer, ha sido posible conocer la manera como se utiliza el oxígeno en la estabilización de la materia orgánica contenida en las muestras de estudio. Es conocido, que la DBO total se alcanza en dos etapas: en la primera se estabiliza la materia orgánica carbonácea y se le designa la primera etapa de desoxigenación; y la segunda, donde se oxidan los compuestos nitrogenados, generalmente amoniaco que es oxidado a nitritos y éstos a nitratos. Estas dos etapas pueden ocurrir simultáneamente aunque es común el separarlas y asumir que la oxidación de la materia carbonácea es casi total cuando apenas es posible apreciar la presencia de la nitrificación. La oxidación bioquímica es un proceso lento y teóricamente tarda un tiempo infinito en completarse. Al cabo de un período de 20 días la oxidación se ha completado en un 95%- 99%. En el plazo de cinco días la oxidación se ha completado en un 60-70%. Si representamos el oxígeno consumido, es decir, la DBO ejercida con el tiempo en su primera etapa: 1 Figura 31.-DBO ejercida respecto al tiempo. Este tipo de curvas pueden definirse de forma aproximada considerando que la pendiente es proporcional en cada instante a la distancia de la curva a la asíntota. Siendo: dod dt = K1. L

6 Página 6 K 1=constante de desoxigenación debido al ejercicio de la DBO y determinada en laboratorio. Si se representa la DBO remanente en el tiempo, se tiene: dl dt t = K1. L t Figura XXX.-DBO remanente respecto al tiempo. En donde L es la DBO que queda en el agua en el instante t. Esta última ecuación se puede integrar fácilmente: L 1 L t K t = e o La cantidad de DBO remanente en un instante t es la siguiente: K1. t L t = Lo. e Y la cantidad de DBO ejercida en un instante t será: OD consumido = L o L t = L o. ( 1 e K 1 t )

7 Página 7 De lo que se deduce entonces que la cantidad de materia orgánica oxidada (L) en un tiempo (t) es proporcional a la concentración de materia remanente (L t). Figura XXX.- Formulación de la cinética para la primera etapa de la DBO. Cuando además del proceso de desoxigenación se está eliminando materia orgánica (DBO) por medio de sedimentación, la ecuación anteriormente descrita se convierte en: Siendo: K D= constante de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO en la corriente receptora, que mide la velocidad a la cual se oxida la materia orgánica (1/día) K S= constante que mide la tasa de sedimentación en una corriente de agua (1/día) La ecuación anterior se puede combinar en una sola dando lugar a: Siendo: Kr = constante de eliminación efectiva de la DBO en una corriente de agua cuando además del proceso de desoxigenación o remoción de DBO por acción bacteriana se tiene una eliminación de DBO por sedimentación (1/día) La tasa de desoxigenación depende de la temperatura así como de las características biológicas, físicas y químicas de la materia orgánica, y del medio en el que se realice la degradación. Autor/es: J. Suárez / N. Fernández Añón Fecha: Marzo Asignatura: MODELOS DE CALIDAD DE AGUAS MASTER EN INGENIERÍA DEL AGUA

8 Página 8 La variación de la tasa de desoxigenación con la temperatura viene expresada por la siguiente relación matemática, derivada de la ecuación de Van Hoff-Arrhenius: K T º C 20º C 1 = K1. Θ ( T 20) El coeficiente Ө varía entre 1,010 y 1,060. Normalmente se utiliza el valor de 1,047. Zison, (1978) propone un rango entre 1,02 y 1,09, pero aconseja 1,047. Un valor del coeficiente de temperatura de 1,047 indica que la velocidad de oxidación aumenta un 4,7% por cada grado de temperatura. Debido a que la relación es exponencial, un aumento de temperatura de 10 ºC supone un incremento de la velocidad de reacción de 1,584 veces. En un ensayo de DBO la influencia de la K1 es la indicada en la figura siguiente: Figura 34.- Influencia del aumento de la tasa de desoxigenación. Los valores de K 1 varían con el tipo de agua y con el grado de depuración del agua residual. Así para un mismo valor de DBO última el oxígeno consumido deberá variar con el tiempo y con valores diferentes de K1. Además, la temperatura provoca efectos sobre el valor de la DBO última (L o), pues, a pesar de que la cantidad total de materia carbonácea biodegradable, en temperaturas superiores a 20º C, por ejemplo, se pueden desarrollar mejor otros grupos de microorganismos no actuantes a 20º C y el valor de L o aumenta. La expresión propuesta para la corrección de L o para la temperatura es la siguiente: L o (tºc) = L o (20ºC) [ (T 20)]

9 1.4.- Determinación de la constante de desoxigenación en la corriente receptora KD La determinación de la constante de desoxigenación en la corriente receptora K D ha sido propuesta por varios métodos: a) Método de Bosko: Bosko en 1966 desarrolló la relación entre K 1 y K D que viene dada por: Tema 6 - COMPLEMENTOS Página 9 Donde: K D= tasa de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO en la corriente receptora, base e (1/día) K 1 = tasa de desoxigenación debida al ejercicio de la DBO y determinada en el laboratorio, base e (1/día) n= coeficiente de actividad del lecho de la corriente V= velocidad de la corriente (m/s) H= profundidadd de la corriente (m) El término n (V/D) refleja la importancia de los organismos en el lecho de la corriente y que utilizan la DBO. El coeficiente n es tomado en funciónn de la pendiente de la corriente siendo algunos valores típicos los indicados a continuación: Tabla XXX.-Valores del parámetro n según Bosko en función de la pendiente del tramo de río. Un valor de n de 0,1 sería normal para aguas estancadas y profundas. Un valor de n de 0,6 correspondería a flujos rápidos. b) Método de Bansal: Pte (m/100m) n Bansal en 1975 investigó los efectos de varios parámetros hidráulicos en K D combinando todos esos parámetros en grupos adimensionales, y luego utilizando datos históricos; utilizó métodos de regresión para desarrollar relaciones entre los grupos. Estas relaciones fueron obtenidas a partir de registros de flujo, área, ancho, temperatura y valores observados de K D en unos 30 ríos de Estados Unidos. De este trabajo Bansal concluyó que la relación entre el número de Reynolds y el de Fraude presentaba el mejor método, con respecto a los parámetros evaluados, de predecir K D, Autor/es: J. Suárez / N. Fernández Añón Fecha: Marzo Asignatura: MODELOS DE CALIDAD DE AGUAS MASTER EN INGENIERÍA DEL AGUA

10 Página 10 independientemente de la localización de la corriente, carga contaminanate y configuración del canal. El efecto de la temperatura está incluido en el número de Reynolds, la cual afecta a la densidad y viscosidad del agua. Figura XXX.- Relación entre la desoxigenación y el número de Reynolds y Fraude (Bansal,1976). c) Método Hydroscience: La firma Hydroscience desarrolló en 1971 una relación para predecir el valor de K D en corrientes de agua teniendo en cuenta la profundidad de la corriente y el grado de tratamiento de las aguas residuales. Esta relación fue desarrollada a partir de muestreos y refleja la importancia sobre K D del fondo de la corriente, sobre todo por la existencia de organismos adheridos al lecho (biopelícula) que contribuyen al proceso de desoxigenación. Este método sería aplicable únicamente a corrientes que reciben aguas residuales ya tratadas. En la figura siguiente se muestra las relaciones establecidad por Hydroscience; el límite inferior que representa un efluente altamente tratado, bien oxidado con compuestos orgánicos residuales estables; el límite superior es representativo de desechos menos tratados con alto contenido de amonio; la curva intermedia es representativa de procesos de tratamiento con algo de nitrificación:

11 Página 11 Figura XXX.- Coeficiente de desoxigenación como función de la profundidad en metros (Hydroscience, 1971). Figura XXX.- Coeficiente de desoxigenación como función del calado en pies (Hydroscience, 1971).

12 Página 12 d) Wrigth y McDonnell (1979): Establecen el cálculo de K D como función del caudal o del radio hidráulico. Realizaron un estudio en 36 ríos de Estados Unidos de donde dedujeron la siguiente siguiente: Donde: Q= caudal en pies 3 /s K D = 10,3 Q El límite de aplicabilidad de esta ecuación es el rango de caudales de pies 3 /s. Para valores menores se emplearía la siguiente expresión: K D = 39.6 P Donde: P = perímetro mojado en pies Determinación de la constante de disminución (remoción) efectiva de DBO en la corriente receptora Kr En algunas corrientes puede haber una diferencia entre la tasa de desoxigenación K D y la tasa de remoción de DBO K r. Entre los factores que contribuyen a estas diferencias están: a) Sedimentación y floculación. La materia orgánica puede sedimentar lo cual disminuye la cantidad de DBO suspendida. b) Resuspensión. La materia orgánica sedimentada puede ser resuspendida por altas velocidades, turbulencias y aumentar la concentración de DBO suspendida. c) Volatilización y reacción. Algunos compuestos orgánicos pueden reaccionar en la capa béntica y escapar como gases, como ocurre con el metano y el anhídrido sulfúrico. d) Mezcla. El aumento de la mezcla del agua aumenta la tasa de desoxigenación. Siguiendo los apartados anteriores, se podría escribir la siguiente ecuación: Thomas (1948) introdujo el concepto de que la tasa de remoción real de DBO en un río podría ser definida como la suma de la constante de oxidación determinada en laboratorio y un coeficiente adicional que es equivalente a una remoción adicional de DBO debida a factores tales como la sedimentación, floculación y volatilización que ocurre en los depósitos bénticos. Posteriormente en 1976 Baca y Amett utilizaron un concepto similar al de Thomas, siendo la expresión propuesta: Donde: L= DBO última (mg/l) Autor/es: J. Suárez / N. Fernández Añón dl/dt = - (K 1 + K 3 ) L + P Fecha: Marzo Asignatura: MODELOS DE CALIDAD DE AGUAS MASTER EN INGENIERÍA DEL AGUA

13 Página 13 K 1 = constante de oxidación medida en el laboratorio (1/día) K S = constante de sedimentación (1/día) P = coeficiente de resuspensión (1/día) En un intento por representar los efectos internos en el consumo de DBO, además de los efectos externos como lo son las cargas puntuales y no puntuales de contaminación, Baca y Amet (1976) propusieron la siguiente expresión: Donde: L = concentración de DBO (mg/l) α = constante estequiométrica (mg-o 2 /mg-c) F Z = tasa de destrucción o muerte de zooplancton debido a peces predadores (1/día) F P = tasa de destrucción o muerte de fitoplancton debido a la predación de zooplancton (1/día) P = concentración de fitoplancton (mg/l) Z = concentración de zooplancton (mg/l) Valores de las constantes Los valores de K1 varían con el tipo de agua y con el grado de depuración del agua residual. Tabla XXX.-Valores de K 1 (20 ºC) en días -1 (base e) (Chapra, 1997). NIVEL DE TRATAMIENTO K 1 (20ºC) AGUA RESIDUAL BRUTA 0.35 (0,20-0,60) EFLUENTE DE PRIMARIO 0,20 (0,10-0,30) EFLUENTE E..D.A.R. CON 2º 0,075 (0,05 0,10) RÍO CON CONTAMINACIÓN BAJA 0,10 0,12 RÍO CON CONTAMINACIÓN ALTA 0,10 0,25 DBO 5/DBO u 0,83 0,63 0,31 Tabla XXX.-Valores de K1(20 ºC) en días-1 (Thoman-Mueller, 1987) NIVEL DE TRATAMIENTO Ninguno Primario/Secundario Fangos activos Primario avanzado K1 (DÍAS-1) A 20ºC Rango Media CBODu/CBOD5 aproximado aproximada (+-1.17) CBODu/CBOD (+-1.52) Autor/es: J. Suárez / N. Fernández Añón Fecha: Marzo Asignatura: MODELOS DE CALIDAD DE AGUAS MASTER EN INGENIERÍA DEL AGUA

14 Página 14 Según Thomas y Mueller (1987) K D puede variar entre 0,1 y 0,5 d -1 en masas de aguas profunda, y entre 0,5 y 3 d -1 en masas de aguas someras.