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Metodologíaparalacaracterizacióndelacapacidaddeautopurificaciónderíosdemontaña

CONFERENCEPAPER·JANUARY1997

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ErasmoAlfredoRodriguez

NationalUniversityofColombia

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RicardoGonzález-Pinzón

UniversityofNewMexico

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JairoArturoTorres-Matallana

LuxembourgInstituteofScienceandTechn…

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I CONGRESO INTERNACIONAL DEL AGUA Y EL AMBIENTE

METODOLOGÍA PARA LA CARACTERIZACIÓN DE LA CAPACIDAD DE AUTOPURIFICACIÓN DE RÍOS DE MONTAÑA*

Luis A. Camacho1, Erasmo A. Rodríguez1, Ricardo González3, Jairo Torres3, Reinaldo Gelvez2, Martha Medina3

RESUMEN En Colombia el 95% de las aguas residuales domésticas e industriales se vierten a los ríos sin ningún tipo de tratamiento. Cerca del 65% de estos vertimientos se realizan en ríos o quebradas de montaña. A pesar de la alta capacidad de autopurificación, los ríos colombianos se encuentran en muchos casos contaminados en largos trayectos debido a la alta carga orgánica, de patógenos y de nutrientes que reciben. Debido a la limitación de recursos disponibles para inversión en saneamiento de ríos y corrientes y/o tratamiento de aguas residuales en Colombia, es necesario priorizar dichas inversiones. Debe establecerse primero por qué es necesario tratar, y a qué nivel, teniendo en cuenta una visión integral de cuenca, la cantidad y calidad del agua residual producida, los usos del agua y la capacidad de asimilación de la fuente receptora. En este trabajo se presenta una metodología general útil para caracterizar hidráulicamente y evaluar correctamente la capacidad de asimilación de carga contaminante de los ríos y corrientes típicos de montaña. Se realiza la caracterización hidráulica, la estimación de los parámetros de transporte, y la tasa de reaireación mediante experimentos con trazadores conservativos y volátiles. Se estiman a su vez la tasa de nitrificación, degradación de patógenos y sedimentación de sólidos suspendidos mediante mediciones de campo y análisis de laboratorio siguiendo una metodología apropiada. Las constantes estimadas se utilizan en un modelo de calidad del agua que permite calcular la capacidad de autopurificación y la carga contaminante máxima permisible que puede ser vertida en la corriente.

* Trabajo Financiado por la Vicerrectoría de Investigación de la Universidad Nacional de Colombia http://www.ing.unal.edu.co/gireh/docs/prios.htm 1 Profesores Asociados, Depto. Ingeniería Civil y Agrícola, Grupo GIREH, Universidad Nacional de

Colombia – Bogotá, lacamachob@unal.edu.co , earodriguezs@unal.edu.co 3 Estudiantes de Maestría en Ingeniería de Recursos Hidráulicos , Depto. Ing. Civil y Agrícola,

Universidad Nacional de Colombia 2 Estudiante de Maestría en Ingeniería Ambiental, Depto. Ing. Civil y Agrícola, Universidad Nacional de

Colombia

INTRODUCCION En Colombia el 95% de las aguas residuales domésticas e industriales se vierten a los ríos sin ningún tipo de tratamiento. Cerca del 65% de estos vertimientos se realizan en ríos o quebradas de montaña. A pesar de la alta capacidad de autopurificación, los ríos colombianos se encuentran en muchos casos contaminados en largos trayectos debido a la alta carga orgánica, de patógenos y de nutrientes que reciben. La mayoría de estos ríos, que por su belleza podrían recibir la categoría de ríos de calidad de agua apta para la recreación y la preservación ecológica, no cumplen muchas veces, ni siquiera, con la calidad del agua apta para riego con restricciones. Debido a la limitación de recursos disponibles para inversión en saneamiento de ríos y corrientes y/o tratamiento de aguas residuales en Colombia es necesario priorizar dichas inversiones. De acuerdo con las malas experiencias registradas en el saneamiento del Río Bogotá y el Río Cauca ha quedado claro que “tratar por tratar” el agua residual es un concepto que no es sostenible. Debe establecerse primero por qué es necesario tratar, y a qué nivel, teniendo en cuenta una visión integral de cuenca, la cantidad y calidad del agua residual producida, la capacidad de asimilación de la fuente receptora, y los usos del agua aguas abajo siguiendo metodologías apropiadas. Con esta información se debe proceder a priorizar las inversiones para lograr la mayor eficiencia, o en últimas, lograr el mayor impacto en la reducción de la contaminación por peso invertido. Solo entonces tendrá sentido preocuparse por la selección de los sistemas de tratamiento y disposición óptimos y el/los sitio/s de tratamiento, para finalmente diseñar y construir dichos sistemas. En Colombia hace falta investigación básica que permita proponer metodologías para caracterizar hidráulicamente y evaluar correctamente la capacidad de autopurificación o asimilación de carga contaminante de los ríos y corrientes típicos de montaña. Asi mismo hacen falta estudios básicos de clasificación de corrientes por calidad del agua y usos del recurso, temas fundamentales para priorizar correctamente las inversiones en saneamiento hídrico. En general, los ríos de montaña tienen una alta capacidad de reaireación por la turbulencia que se genera en los rápidos y caídas, y por lo tanto el nivel de oxígeno disuelto se mantiene alto favoreciendo la degradación aerobia de la materia orgánica, y la nitrificación de las diferentes especies de nitrógeno. Adicionalmente, por la baja profundidad de la corriente, la luz solar penetra la columna de agua facilitando la mortalidad de sustancias patógenas. A su vez, en las piscinas y zonas muertas o de almacenamiento de los ríos de montaña, bajo condiciones de caudal bajo, la materia orgánica particulada y los sólidos suspendidos se sedimentan y pueden quedar temporalmente atrapados, aumentando la capacidad efectiva de autopurificación (Chapra y Runkel, 2002). A pesar de las hipótesis anteriores, intuitivamente correctas, surgen las preguntas de investigación de cómo se cuantifica la capacidad de autopurificación del río de montaña?, cómo se cuantifica la capacidad de asimilación de la carga contaminante?, y/o cómo se calcula la carga contaminante máxima permisible que se puede verter a una corriente de montaña, sin afectar los usos del agua ni la salud pública aguas abajo del punto de vertimiento? En este trabajo se presenta la metodología que se ha propuesto en el intento de resolver las preguntas anteriores en el proyecto de investigación “Metodologías de caracterización hidrológica, hidráulica y de autopurificación de ríos de montaña colombianos, financiado por la Universidad Nacional de Colombia (2006). En el artículo se incluyen resultados preliminares obtenidos en los ríos Guavio, Lejía, Bogotá y

Tárcoles y en el Río Teusacá en el tramo de montaña desde el municipio de la Calera hasta la estación de la Cabaña (8 km). METODOLOGÍA PROPUESTA La metodología propuesta para caracterizar la capacidad de asimilación de carga contaminante de un río de montaña está compuesta por la realización de las siguientes actividades secuenciales:

1.- Investigación preliminar y levantamiento de información 2. - Caracterización hidráulica mediante ensayos con trazadores 3.- Estimación preliminar de la tasa de reaireación 4.- Estimación preliminar de las tasas de degradación de materia orgánica y

nitrificación 5.- Estimación preliminar de la tasa de mortalidad de patógenos y la

velocidad de sedimentación de sólidos suspendidos y materia orgánica particulada

6.- Implementación y calibración de un modelo de calidad de agua predictivo 7.- Evaluación de la capacidad de autopurificación y asimilación de la carga

contaminante.

A continuación se explican y justifican las diferentes actividades que se consideran necesarias. Investigación preliminar y levantamiento de información El primer paso sugerido en el estudio es recopilar la información correspondiente a usos actuales y prospectivos del agua de dicha corriente de montaña y de las características y cantidad de carga contaminante que recibe a lo largo de su recorrido. Adicionalmente es útil recopilar la información histórica hidrológica en estaciones hidrométricas y de calidad del agua disponible en diferentes secciones transversales. La información permite establecer, de acuerdo con los usos actuales y prospectivos del agua, y las normas vigentes del país, los estándares de calidad del agua que deben alcanzarse en diferentes sectores de la corriente. Los estándares de calidad del agua así definidos permitirán identificar conflictos uso-calidad en etapas posteriores de la metodología. El conocimiento de las características del agua residual que se vierte y de la información histórica de calidad del agua observada en la fuente receptora permite identificar los principales impactos que se generan en la corriente y los determinantes de calidad del agua en los cuales se deberá centrar la estimación de la capacidad de autopurificación o de asimilación de carga contaminante. Se sugiere que el modelador participe en una inspección detallada inicial de campo con el fin de conocer las características del río de montaña. La inspección de campo permitirá identificar al modelador sitios de medición requeridos a lo largo de la corriente donde se tomarán datos para la calibración del modelo de calidad del agua, afluentes y sitios principales de descarga al río que deberán ser monitoreados para calcular cargas contaminantes de entrada al río y afluentes y sitios secundarios que dejarán de monitorearse, bien por su pequeño tamaño, o bien por recursos económicos limitados versus los altos costos de un programa de medición. Esta última información dará una

indicación al modelador de la incertidumbre asociada con las fuentes y cargas de contaminación. Para reducir la incertidumbre en los datos de entrada al modelo se recomienda la medición de la carga contaminante de cada afluente o vertimiento en el sitio más cercano posible a la corriente receptora. En la inspección de campo el modelador confirmará el nivel de complejidad requerido del modelo y observará los procesos que deberá representar adecuadamente en el modelo tales como nivel de turbulencia y reaireación, nivel de población y tipo de plantas acuáticas que afectarán la calidad del agua, piscinas del río sujetas a procesos de sedimentación por baja velocidad, estructuras hidráulicas que afectarán la calidad del agua o las condiciones del flujo, sectores de mayor aporte distribuido potencial por escorrentía superficial, zonas de interacción de la zona riparia y zonas hiporreicas de intercambio de nutrientes, entre otros. En la inspección de campo es útil recorrer el tramo a ser modelado por la orilla o al menos visitar los sitios de localización de estructuras hidráulicas, afluentes y vertimientos principales, localizar puntos principales con GPS y realizar registros fotográficos, y medir parámetros de campo como temperatura, pH, oxígeno disuelto y conductividad, este último como medida del contenido de sólidos disueltos. En un reconocimiento posterior de aguas arriba hacia aguas abajo debe levantarse información altimétrica de los sitios de interés identificados en la visita de campo. Esto puede realizarse mediante un altímetro de precisión. Adicionalmente debe revisarse la cartografía disponible del río bajo estudio, y en caso de considerarse necesario, recopilar las fotografías aéreas disponibles. Esto con el fin de definir el alineamiento en planta, identificar los sitios de interés establecidos en la fase de reconocimiento, y abscisar la corriente. Finalmente se considera necesario realizar una caracterización hidráulica preliminar del río de montaña para un caudal representativo levantando la siguiente información durante el reconocimiento posterior:

Secuencia longitudinal aproximada de piscinas, rápidos, caídas o cascadas y meandros.

Caracterización aproximada de piscinas: longitud, profundidad, y ancho representativo, porcentaje de cobertura de sedimentos finos en el fondo, porcentaje de cobertura de plantas macrófitas y algas, identificación de posibles sitios de zonas hiporreicas y zonas riparias de interacción de nutrientes.

Caracterización aproximada de rápidos: longitud, profundidad, y ancho representativo, tipos de control de entrada y salida y régimenes de flujo, así como anotar las características principales de las macrorugosidades del lecho sumergidas y no sumergidas.

Caracterización aproximada de caídas y cascadas: altura de la caida, profundidad de la piscina receptora, tipo de control aguas arriba.

Caracterización hidráulica mediante aforos y ensayos con trazadores Es necesario recopilar o levantar información geométrica e hidráulica de secciones transversales representativas. Frecuentemente en países en desarrollo, a pesar de ser ésta información básica, no existen curvas de calibración nivel-caudal con una precisión aceptable para suficientes secciones transversales a lo largo de la corriente modelada. En estas condiciones es difícil incluso calibrar un modelo hidráulico. Se recomienda la realización de aforos de caudal para diferentes condiciones hidrológicas en secciones transversales representativas, de medición, o de interés y fácil acceso

que se hayan definido en la inspección de campo, con el fin de producir curvas de calibración nivel-caudal, velocidad-caudal y ancho-caudal. No obstante, se reconoce que la caracterización hidráulica detallada de las corrientes de montaña es muy complicada. Por lo tanto, para el propósito de calibrar adecuadamente modelos de transporte y diseñar correctamente campañas de medición de la calidad del agua se recomienda realizar la investigación hidráulica mediante ensayos con trazadores. Los experimentos con trazadores son una herramienta fundamental para la calibración de parámetros hidráulicos y de modelos de transporte (Young y Wallis, 1993, Lees et al., 1998; Lees et al., 2000). Los experimentos permiten determinar el tiempo de primer arribo, el tiempo promedio de viaje y, el tiempo de pasaje de un trazador conservativo en un tramo de estudio. A partir de éstos datos es posible estimar los parámetros de transporte del modelo de zona muerta agregada, i.e Agregated dead zone model (ADZ, Beer y Young, 1983; Young y Wallis, 1993) y generar un modelo útil de tiempos de viaje (Camacho y Lees, 2000). También es posible estimar el coeficiente de dispersión longitudinal de la ecuación de advección dispersión (Fischer, 1973; Chapra, 1997) y los parámetros del modelo de almacenamiento temporal (Transient storage, TS, Bencala y Walters, 1983). Adicionalmente a los parámetros de modelos de transporte, es posible acoplando un modelo hidrológico, estimar parámetros hidráulicos como el coeficiente de fricción de Manning (Lees y Camacho, 2000). En Colombia se han realizado caracterizaciones hidráulicas mediante ensayos de trazadores satisfactoriamente en varias corrientes de montaña (ver Torres, 2001; López, 2001, 2003; Cañon, 2004, 2005, Párraga, 2004; Botero, 2005; Cantor, 2006, Huertas, 2007; Ramírez, 2007). Los trabajos y alcances se han resumido en las publicaciones de Camacho (2006), Camacho y Cantor (2006) y Camacho et al., (2007). Particularmente se ha encontrado que el modelo ADZ con dos parámetros es un modelo parsimonioso aplicable a ríos de montaña, caracterizados por dos parámetros que tienen sentido físico, que pueden estimarse a partir de ensayos con trazadores bajo diferentes caudales, y relacionarse con parámetros hidráulicos sencillos de la corriente de montaña. Los parámetros, tiempo de primer arribo de la masa de agua, y tiempo promedio de viaje o de rentención hidráulica, son fundamentales para la correcta modelación de la calidad del agua y estimación de la capacidad de asimilación. El comportamiento y las metodologías de estimación de estos parámetros en ríos de montaña a partir de ensayos con trazadores, información de aforos e información topográfica, están siendo investigados en el proyecto de investigación por González (2007). Estimación preliminar de la tasa de reaireación en ríos de montaña La tasa de reiareación es un parámetro importante de los modelos de calidad del agua utilizados para determinar la capacidad de asimilación de carga contaminante de los ríos de montaña. En este trabajo se sugiere realizar una estimación preliminar de la tasa de reaireación del río de montaña bajo estudio mediante mediciones directas utilizando experimentos con trazadores, o mediciones directas del perfil de oxígeno disuelto en ríos contaminados, o en su defecto, mediante ecuaciones empíricas apropiadas para ríos de montaña.

De los métodos disponibles basados en mediciones directas para estimar la tasa de reaireación en ríos de montaña se recomiendan los experimentos con trazadores disueltos volátiles. Estos trazadores sufren la volatilización, siendo reemplazados en la columna de agua a la misma tasa por oxígeno atmosférico mediante absorción, permitiendo la medición directa en campo de la tasa de reaireación de oxígeno. La técnica básica para determinar la tasa de reaireación por medio de trazadores volátiles fue desarrollada por Tsivoglou y Wallace (1972) y las diferentes metodologías de aplicación se describen claramente por Kilpatrick y Cobb, (1995). La metodología más estudiada por su menor costo y buena precisión en la estimación del coeficiente de intercambio de gases es la basada en el método de la concentración pico, la cual ha sido aplicada satisfactoriamente por Chapra y Wilcock (2000), y en Colombia por Holguín y Camacho (2003) en el Río Guavio del municipio de Arbeláez. En la metodología se inyectan simultáneamente Hexafluoruro de Azufre (SF6) como trazador volátil y rodamina WT o cloruro de sodio como trazador conservativo, siguiendo las recomendaciones de presaturación planteadas por Hibbs et al., (1998), y se estima la tasa de reaireación mediante el método de la concentración pico. En este método el coeficiente de intercambio del gas se determina por el cambio en la relación entre la concentración pico del trazador conservativo y la concentración pico del gas, en dos sitios de medición aguas arriba (sitio1 ) y aguas abajo (sitio2), aplicando la ecuación dada por,

J

C

C

C

C

tK

c

g

c

g

pg

2

1ln1

(1)

donde, Kg es la tasa de volatilización del trazador gaseoso; tp es el tiempo de viaje de la concentración pico del trazador conservativo desde el sitio 1 aguas arriba hasta el sitio 2 aguas abajo; Cg es la concentración pico del trazador volátil observada en el sitio i; Cc es la concentración pico del trazador conservativo observada en el sitio i; y J es la relación de recuperación del trazador conservativo, o Estado de Ganancia Estable (SSG) representado por,

22

11

QA

QAJ

c

c

(2)

donde Q es el caudal del río aguas arriba y abajo; Ac es el área de la curva tiempo-concentración del trazador conservativo aguas arriba y abajo. Después de calcular Kg, se procede a calcular la tasa de reaireación (Ka) mediante el uso de la ecuación (Wanninkhof et al., 1990),

g

g

O

a KD

DK

5.0

2

(3)

donde DO2 y Dg son las difusividades del oxígeno y del trazador gaseoso en el agua calculadas mediante la ecuación de Wilke-Chang (Reid et al., 1987).

Holguín (2003) investigó las ecuaciones empíricas que mejor describían las mediciones directas mediante la técnica del trazador volátil. Encontró que los modelos de disipación de energía explican mejor la reaireación en los ríos turbulentos de montaña que los modelos de renovación superficial. La ecuación predictiva de las tasas de reaireación que mejor se ajustó a los datos observados, minimizando el error medio multiplicativo (Moog y Jirka, 1998), fue la de Tsivoglou y Neal (1976),

ca t

HK 1772.0 (4)

donde, H es el cambio en la elevación entre las estaciones aguas arriba y aguas abajo del tramo en estudio (m); tc es el tiempo de viaje promedio del trazador conservativo entre los sitios 1 y 2, dado por la diferencia de valores de tiempo entre los centroides de las curvas del trazador (d); y Ka es la tasa de reaireación (d-1). Los valores de las tasas de reaireación hallados en el río Guavio de montaña (Holguín y Camacho, 2003), mediante el método de la Concentración Pico, en los dos experimentos realizados fueron Ka =114 d-1 y Ka =108.65 d-1. La ecuación de Tsivoglou y Neal Ec. (4), predijo un valor de Ka =114.64 d-1 y Ka =103.51 d-1 para los dos experimentos respectivamente. En esta investigación se encontró que al aumentar el caudal, aumenta Ka. Resultados similares fueron reportados por Smoot (1988) (referenciado por Hibbs at al.,1998). Esto puede explicarse, debido a que en este tipo de ríos de montaña, con apreciables interrupciones en la superficie del agua y pequeñas cascadas, al aumentar el caudal aumenta la turbulencia con lo cual se aumenta la tasa de reaireación. A diferencia, en los ríos de planicie con la superficie del agua sin interrupciones, al aumentar el caudal aumenta la profundidad, disminuyendo de esta forma la posibilidad de que el oxígeno ingrese en la totalidad de la lámina de agua. Realizando mediciones directas de la recuperación del perfil de oxígeno disuelto de la Quebrada Lejía de montaña, que recibe los vertimientos de aguas residuales del municipio de Arbelaéz, Arenas (2005) determinó tasas de reaireación del orden de 42 d-1. Así mismo encontró que la ecuación empírica que presenta el mejor ajuste en esta corriente, es la ecuación originalmente desarrollada para estructuras de caída dada por (Kim, 2001),

475.0117.1453.0

20 453.01

h

HhFr r (5)

donde, r20 es la relación de déficit a 20°C, h es la diferencia de altura de las caídas; Fr es el número de Froude del flujo que evidencia la importancia de las fuerzas gravitacionales en las zonas de caída; y H es la profundidad promedio de las piscinas receptoras. La relación de déficit a su vez está dada por,

)(

)(

ds

us

CC

CCr

(6)

donde Cs es la concentración de oxígeno disuelto de saturación, Cu es la concentración de oxígeno disuelto aguas arriba; y Cd es el oxígeno disuelto aguas abajo de las caídas.

El desarrollo de una metodología aplicada para determinar la tasa de reaireación en ríos de montaña reproducible a bajo costo es parte de la investigación en curso en la Universidad Nacional de Colombia (Gelvez, 2007). Estimación preliminar de las tasas de degradación de materia orgánica y nitrificación Dos parámetros muy importantes en la estimación de la capacidad de auto purificación y el cálculo de la carga contaminante que puede ser asimilada por un río de montaña, son la tasa de degradación de materia orgánica y la tasa de nitrificación. Preliminarmente estas tasas pueden ser estimadas para ríos de montaña mediante ecuaciones empíricas o mediante determinación directa a partir de perfiles longitudinales observados de materia orgánica y especies de nitrógeno en la corriente. La hipótesis es que en los ríos de montaña las tasas de degradación de materia orgánica y nitrificación son altas, además de la cantidad suficiente de oxígeno disuelto, debido al efecto acelerado de la hidrólisis de las moléculas complejas y la materia orgánica particulada en condiciones de alta turbulencia; debido al efecto estimulante de las características hidráulicas de las piscinas y macro rugosidades donde se forman depósitos bénticos, y biopelículas que facilitan el desarrollo y crecimiento de bacterias nitrificantes (nitrosomonas y nitrobacter) y heterotróficas, las cuales degradan la materia orgánica; y debido a los mayores tiempos de retención hidráulica en las zonas de piscinas de almacenamiento temporal y de intercambio en la zona riparia e hiporreica. En el presente trabajo de investigación se han estudiado y se continúan estudiando en detalle estas hipótesis en el trabajo de Medina (2007). Cañon (2005), estudiando el fenómeno de degradación de materia orgánica en la Quebrada Lejía de montaña (Municipio de Arbeláez), y en un modelo físico de laboratorio con representaciones de cascadas y piscinas, recomendó el método propuesto por Hydroscience (1971, citado por Salazar, 1996), para calcular la tasa de degradación de materia orgánica carbonácea. Cañon (2005) encontró mayores tasas de degradación de materia orgánica en condiciones de baja profundidad y caudal. Esto resalta la importancia del fenómeno de almacenamiento temporal y mayor tiempo de retención hidráulica e intercambio con la zona riparia. También encontró mayor degradación en zonas de mayor pendiente longitudinal y velocidad, consistentes con una baja profundidad. La tasa de degradación depende de la calidad del agua residual del vertimiento (Chapra, 1997). La DBO de efluentes de plantas de tratamiento está estabilizada respecto al agua residual fresca, por tanto, el proceso de degradación de la materia orgánica se dificulta para las bacterias en el medio natural. En condiciones de bajo régimen hidrológico, Cañon (2005) encontró que la tasa de degradación de materia orgánica carbonácea se incrementa por la mayor actividad microbiológica de las bacterias asociadas al material béntico, lo cual es consistente con observaciones de Chapra (1997). Finalmente, Cañon (2005) señaló que la interacción del canal principal con las zonas hiporréica del material disuelto y suspendido fue mayor, incrementando los mecanismos bioquímicos de degradación. Se encontró que en la Quebrada Lejía en condiciones de profundidad de flujo menor a 0.3 m y caudales inferiores a 0.05 m3/s la influencia del fondo es muy importante sobre los procesos de degradación de materia orgánica carbonácea, presentándose tasas mayores a 0.5 d-1 y tan altas como 0.8 d-1.

A su vez, Robles (2005), en los mismos estudios de la Quebrada Lejía y del modelo físico simulando cascadas y piscinas, recomendó los métodos empíricos de Courchaine y Thomann (citados por Salazar, 1996) para la estimación preliminar de la tasa de nitrificación en ríos de montaña. Adicionalmente presenta correlaciones altas entre la tasa de nitrificación y la pendiente del canal, y entre dicha tasa y la relación de velocidad sobre profundidad. Robles (2005) encontró valores tan altos de la tasa de nitrificación como 1.8 d-1 en la Quebrada Lejía, los cuales son del mismo orden de magnitud a los valores encontrados para el Río Bogotá en los tramos de montaña (Uniandes, 2003) y el Río Grande de Tárcoles (Camacho, 2003). Finalmente es importante mencionar que en condiciones de concentración alta de sólidos suspendidos se acelera el proceso de nitrificación (Xia et al., 2004), y este efecto debe tenerse en cuenta en ríos de montaña. Estimación preliminar de la tasa de mortalidad de patógenos y la velocidad de sedimentación de SST y MOP La hidráulica y características propias de los ríos de montaña también afectan considerablemente los procesos básicos de transporte y decaimiento de organismos patógenos. La presencia alternada de zonas de rápidos y de almacenamiento temporal en piscinas facilita la penetración de la radiación solar en el cuerpo de agua en las zonas poco profundas, afectando la tasa de mortalidad. En los ríos de montaña el tiempo de retención hidráulica varía considerablemente para diferentes caudales. Principalmente para caudal bajo el tiempo de retención hidráulico es alto, se presenta por lo tanto la sedimentación de sólidos suspendidos en piscinas, y por ende de bacterias adsorbidas. El resultado es una mayor tasa de decaimiento de patógenos y por lo tanto una mayor capacidad de autopurificación de los ríos de montaña en comparación con los ríos de planicie para el mismo caudal. En Latinoamérica y Colombia, el mayor problema asociado con la contaminación hídrica, es la descarga de compuestos patógenos (CEPIS/OPS Colombia, 2002; Díaz-Granados et al., 2002; Barrera et al., 2002), el cual se ha convertido en el de mayor amenaza e impacto en la salud pública. En estos países, las enfermedades como el cólera, tifoidea y disentería crónica son endémicas y disminuyen la población de niños y ancianos. Por esta razón se ha considerado necesario en este estudio realizar investigación científica que permita identificar y definir las variables que rigen los procesos de transporte y decaimiento de organismos patógenos, y cuantificar el impacto real de los vertimientos de cargas contaminantes en las fuentes receptoras de montaña del territorio colombiano.

Como una primera aproximación, en la modelación de organismos patógenos en corrientes naturales, se utiliza un modelo de reacción de primer orden para determinar el decaimiento de bacterias (Chapra, 1997). Es ampliamente conocido que la tasa de mortalidad de coliformes totales kb es afectada por la radiación solar, la sedimentación de la fracción de patógenos adsorbida a los sedimentos, la salinidad (sólidos y sales disueltas), y la temperatura.

De acuerdo con Chapra (1997), la tasa de mortalidad puede estimarse como:

hk

e

ssTb

ee

hk

Io

y

vFpSk

exp107.1)02.08.0(

)20( (6)

donde, Fp es la fracción de bacterias adsorbidas a los sedimentos, comúnmente determinada mediante la estimación del coeficiente de partición en ensayos de laboratorio con centrífuga y

una isoterma lineal tipo Freundlich; vss es la velocidad de sedimentación de sólidos [m/d]; es el coeficiente aproximadamente igual a 1; h es la profundidad [m]; Io es la intensidad de radiación en la superficie del agua [ly hr-1]; ke es el coeficiente de extinción de luz debido a

sedimentos, dado aproximadamente por (Chapra, 1997): SSTke 55.0 ; SST son los sólidos

suspendidos totales [mg/l]; S es la salinidad [ppt]; y Te es la temperatura [°C].

A su vez la velocidad de sedimentación de SST y materia orgánica particulada (MOP) puede estimarse preliminarmente conociendo su composición a partir de valores reportados en la literatura (ver Tabla 1, adpatada de Chapra, 1997).

Tabla 1- Velocidad de sedimentación de partículas suspendidas encontradas en cuerpos de agua naturales

Los modelos de transporte y muerte de organismos patógenos adecuados en ríos de montaña están actualmente siendo estudiados en el proyecto de investigación por Torres (2007). Implementación y calibración de un modelo predictivo de calidad del agua En este trabajo se propone complementar la estimación preliminar de las tasas de reaireación, reacción, y sedimentación descritas anteriormente mediante un ejercicio riguroso de calibración de un modelo de calidad del agua utilizando datos de campo tomados mediante la metodología apropiada. Esta recomendación ha sido respaldada por varios autores (Beck, 1981a, 1981b; Whitehead et al., 1981, 1986; Thoman y Mueller, 1987; Chapra, 2007; Camacho, 2003; Robles, 2005; Cañon, 2005; Arenas, 2005; Velandia, 2005). Una metodología completa a seguir, con el fin de implementar y desarrollar modelos predictivos de calidad del agua apropiadamente calibrados y validados, ha sido propuesta por Camacho y Díaz-Granados (2003) y Camacho et al., (2006), y se resume en un artículo complementario presentado en este congreso (ver Camacho 2007, estas memorias). Dicha metodología incluye las siguientes actividades: recopilación de información hidráulica y planos topográficos; inspecciones de campo y definición de sitios de monitoreo; implementación de un modelo de tiempos de viaje para la programación de la toma de muestras; acuerdos con el laboratorio y definición de protocolos de muestreo; campañas de medición de parámetros de campo y toma de muestras siguiendo la masa de agua que se deplaza hacia aguas abajo; análisis de laboratorio y análisis de resultados de calidad del agua; implementación y calibración del modelo; y análisis de simulaciones y escenarios de calidad del agua.

Tipo de partícula Diámetro

(µm) Velocidad de sedimentación (md-1)

Materia orgánica particulada 1 – 10 0.2 10 – 64 1.5 >64 2.3

Arcillas 2 – 4 0.3 – 1

Limos 10 – 20 3 – 30

Se recomienda utilizar la metodología de calibración del modelo GLUE (Beven y Binley, 1992) basada en simulaciones de MonteCarlo. La metodología ha sido documentada en otros trabajos (ver, Camacho et al., 2002; UNIANDES-EAAB, 2003; UNIANDES-ACUAGYR, 2005), y no se describe en detalle en este artículo. En la calibración se utiliza como función objetivo el coeficiente de determinación R2, calculado con los datos modelados y observados de oxígeno disuelto, DBO, ion amonio y fósforo soluble reactivo, entre otros parámetros. A partir del análisis de los resultados del modelo MCAT (Wagener et al., 2002) y la comparación de los valores preliminares estimados de los parámetros de cada proceso modelado, tal como se describe anteriormente, se selecciona el grupo de parámetros óptimo y definitivo a utilizar en el modelo de calidad del agua de la corriente. El modelo de calidad del agua calibrado puede ser un modelo de estado estable, como el QUAL2K (Chapra, 2000) o dinámico, como por ejemplo el modelo QUASAR (Whitehead et al., 1997; Lees et al., 1999). Lo importante es que contemple todas las interacciones hidráulicas, del transporte de solutos, y de la calidad del agua que se dan en ríos de montaña entre todos los determinantes. Evaluación de la capacidad de auto purificación y asimilación de la carga contaminante Con el modelo de calidad del agua apropiadamente calibrado de la corriente bajo estudio se realizan simulaciones para condiciones de caudales mínimos diarios y mínimos semanales con periodo de retorno de 1 o 2 años, y otros caudales que se consideren representativos de la hidrología de la corriente, con el fin de establecer la máxima carga contaminante que puede ser vertida de cada determinante de calidad del agua, a nivel de prefactibilidad de saneamiento hídrico. El proceso es iterativo en el cual, para diferentes niveles de carga contaminante y caudales representativos en la corriente se determinan con el modelo de calidad del agua los perfiles longitudinales de todos los determinantes (oxígeno disuelto, DBO, MOP, SST, indicadores de organismos patógenos como coliformes, fósforo soluble reactivo, fósforo particulado, nitrógeno orgánico, nitrógeno amoniacal, nitratos, etc.). Los valores del perfil longitudinal se comparan con los estándares de calidad del agua definidos por los usos actuales y prospectivos de la corriente estudiada de acuerdo a la normatividad vigente. Se determinan entonces los sitios donde se presenten conflictos uso-calidad y se repite el proceso para otro nivel de carga contaminante hasta encontrar el valor máximo que no genera conflictos. Con este valor máximo se determina el nivel de tratamiento requerido de los vertimientos de cada determinante. Corresponde posteriormente a los especialistas en saneamiento definir la metodología de tratamiento óptima para alcanzar los niveles de remoción que se definan. A nivel de factibilidad o diseño de medidas estructurales o no estructurales de saneamiento hídrico, es recomendable realizar simulaciones con un modelo dinámico que permita predecir el comportamiento de la calidad del agua en tiempo contínuo para las condiciones hidrológicas de la corriente, y las variaciones temporales típicas en las descargas del agua tratada. En este caso pueden determinarse curvas de frecuencia y duración de incumplimiento de los estándares de calidad del agua en diferentes secciones a lo largo de la corriente, y diseñarse planes de manejo y control en tiempo real de los vertimientos de las plantas de aguas residuales que minimicen los incumplimientos. El proceso iterativo de modelación de estado estable y la modelación

dinámica está en desarrollo como parte de la presente investigación (Universidad Nacional de Colombia, 2007). CONCLUSIONES En este artículo de revisión se ha presentado la metodología propuesta en un proyecto de investigación (Universidad Nacional de Colombia, 2006) para la determinación de la capacidad de auto purificación y/o de asimilación de carga contaminante de los ríos y corrientes de montaña o de alta pendiente. Esta metodología ha surgido después de una amplia revisión bibliográfica y el trabajo de investigación aplicado en ríos de montaña colombianos de dieciocho estudiantes de pregrado y maestría. Siguiendo la metodología propuesta es posible cuantificar la carga contaminante máxima que puede ser vertida a la corriente, sin afectar los usos del agua ni la salud pública, aguas abajo del punto de vertimiento, para condiciones hidrológicas de caudales representativos. La aplicación sistemática de este conocimiento a nivel municipal permitiría definir apropiadamente los requerimientos de tratamiento y priorizar correctamente las inversiones en planes de saneamiento hídrico, de manera que éstas sean sostenibles en países en desarrollo. Se recomienda la continuación de la realización de investigación básica que permita la definición de metodologías de caracterización hidráulica, hidrológica, ecológica y de calidad del agua de ríos de montaña precisas, de fácil aplicación, y menor costo. REFERENCIAS Arenas F. Gustavo A., (2005). Modelación de la calidad del agua en un río de montaña

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