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Tratamiento de Aguas Residuales. Norberto Miranda Zea
1
II. CARGA CONTAMINANTE Y POBLACION
Las aguas residuales sean domésticos, urbanos o industriales su caracterización tiene
origen por los hábitos alimenticios, la calidad de vida, diferentes clases de operaciones y
procesos aplicados en el campo industrial y otras condiciones naturales; los mencionados
parámetros hacen variar las características fisicoquímicas y microbiológicas de los efluentes
domésticos urbanos e industriales. Los efluentes industriales, dependen de las actividades del
proceso industrial y del nivel económico, medidas que hacen que varíen los parámetros de las
aguas residuales.
2.1. Carga Contaminante
La carga contaminante en el agua residual, es la concentración de los parámetros
fisicoquímicos y biológicos medidos en la descarga o efluente del caudal vertido. Se expresa
frecuentemente en mg∙ L−1
o kg∙ d−1
, de una cantidad de masa de contaminantes
proporcionada en una unidad de tiempo.
Carga Contaminante (kg/d) = Concentración (mg/L) * Caudal (L/s) * 0,0864 (s/d)(kg/mg)
Ejemplo. Para las industrias “X” y “Z”, se tiene las cargas contaminantes de:
Industria. DQO (mg/L). Caudal vertido (L/s). Carga contaminante (kg/d).
X 40 800 2 764,8
Z 1 382 2 2 764,0
Se puede apreciar, que ambas industrias aportan la misma cantidad de contaminación al río.
Los parámetros más utilizados para estimar la carga contaminante a nivel mundial son:
DBO5, DQO, SST (Sólidos Suspendidos Totales), N (Nitrógeno) y P (Fósforo). No obstante, de ser
conveniente para un estudio específico, pueden emplearse otros parámetros distintos, los
parámetros más utilizados son la DBO5, los SST y los nutrientes fosforo y nitrógeno.
2.2. Población equivalente
El número de la población equivalente (c-eq), se determina dividiendo la carga
contaminante, por el aporte que hace una persona por día, para el mismo parámetro.
Población equivalente (c-eq) = Carga contaminante/Carga por persona

2
Se tienen valores oficializadas por normas nacionales del aporte diario de una persona
para diferentes parámetros, algunos de estos valores se exponen en la Tabla 2.1.
Tabla 2.1. Aportes de carga por habitante y por día (valores promedio).
Parámetro. Aporte de 1 habitante: equivalente (h-eq)
DBO5 60 g/d
DQO 140 g/d
SST 90 g/d
N 10 g/d
P 4 g/d
Directiva 91/271/CEE (1991) Comunidad Europea
Ejemplo 2.1.
La industria “Z”, aporta una carga contaminante de 2764 kg/d de DQO equivalentes,
considerando un aporte por habitante de 0,14 kg/d (140 g/d), de DQO, determine el número de
habitantes.
ℎ − 𝑒𝑞 (c-eq) = (2 764 kg/d de DQO) / (0,14 kg/d DQO)
ℎ − 𝑒𝑞 (c-eq) = 19 743 personas
2.3. Evaluación De Impacto Ambiental en Fuentes de aguas
Efecto de los desechos que demandan oxígeno en los ríos
En un río, la carga de material sea orgánico o inorgánico, consume oxígeno que se
encuentra disuelto en el agua (OD), este cambio constituye una amenaza para los seres vivos
caso de los peces y demás formas superiores de vida acuática, debido a que la concentración del
oxígeno disminuye a un punto crítico. Para predecir el grado de agotamiento del oxígeno, se
requiere conocer cuánto de desecho se está descargando y cuánto de oxígeno se requiere para
su degradación. Sin embargo, como el oxígeno se repone en forma continua, procedente de la
atmósfera y por fotosíntesis de algas y plantas acuáticas; durante el consumo por los

3
organismos, la evaluación de la concentración del oxígeno disuelto en el río, determina la
velocidad relativa del consumo de OD, por los procesos en competencia.
Para el análisis de oxígeno disuelto (OD) de una muestra de agua residual que contenga
materia orgánica degradable, se coloca en un recipiente cerrado y se inocula con bacterias; el
consumo de oxígeno sigue las pautas tal como muestra la figura 2.1. Durante los primeros días,
la velocidad de agotamiento de oxígeno es rápido, debido a la alta concentración de materia
orgánica presente, a medida que disminuye la concentración de materia orgánica también
decrece la velocidad de consumo de oxígeno. En general, la velocidad de consumo de oxígeno
es directamente proporcional a la concentración degradable residual de la materia orgánica
carbonácea y nitrogenada en cualquier momento.
De la curva de DBO de la figura 2.1, se puede describir matemáticamente la degradación
residual de la materia orgánica, como una reacción de primer orden. La velocidad de reacción y
la orden de reacción se puede expresar como:
A
dL
r
dt
= −
(2.1)
Donde:
L = equivalente de oxígeno de las sustancias orgánicas residuales (mg·L-1
).
k= constante de velocidad de la reacción (días-1
)
A
r kL
− = −
Al reordenar e integrar
dL
kdt
L
= − (2.2)
∫
𝐝𝐋
𝐋
𝐋𝐭
𝐋𝐨
= −𝐤 ∫ 𝐝𝐭
𝐭
𝟎
(2.3)
𝐋𝐧
𝐋𝐭
𝐋𝐨
= − 𝐤𝐭 (2.4)
𝐋𝐭 = 𝐋𝐨 𝐞−𝐤𝐭
(2.5)
Donde:

4
Lo = equivalentes de oxígeno de las sustancias orgánicas en el
momento t = 0.
Lt = equivalentes de oxígeno de las sustancias orgánicas residuales
en el momento t, en (mg · L-1
).
Lo que interesa es la cantidad de oxígeno utilizado en el consumo de las sustancias
orgánicas (DBOt) degradables. De acuerdo con la figura (2.1), la DB0t es la diferencia entre el
valor inicial de Lo y Lt.
DBOt = Lo − Lt
DBOt = Lo − Lo e−kt
DBOt = Lo (1 − e−kt
) (2.6)
Con frecuencia, a (Lo) se le llama DBO última total, esto es, el consumo máximo posible de
oxígeno cuando el desecho se haya degradado por completo. A la ecuación 2.6 se le llama
ecuación de velocidad de la DBO.
Figura 2.1. Curvas de la DBO: Representan DBO carbonácea (DBOC)
y DBO nitrogenada (DBON).
Tabla 2.2 VALORES DE LA CONSTANTE DE VELOCIDAD DE LA DBO
Muestra K(20o
C) (día-1
)
Aguas negras sin tratar 0.35-0.70
Aguas negras bien tratadas 0.12-0.23

5
Agua de río contaminada 0.12-0.23
Ejemplo 2.2.
Si la DBO a los tres días (DB03) en aguas de un rio es de, 75 mg · L−1
y la constante (K)
es 0.345 día-1
, ¿cuál es la DBO última?
Solución
En la ecuación (2.6), se despeja (Lo), la DBO última:
75 = 𝐿𝑜 (1 − 𝑒−(0,345 𝑑𝑖𝑎𝑠−1)(3𝑑𝑖𝑎𝑠)
) = 0,645 𝐿𝑜
𝐿𝑜 =
75
0,645
= 116 𝑚𝑔 · 𝐿−1
La DBO última (Lo) se define como la DBO máxima que causa aun la contaminación (por
desperdicios). Se representa con la línea horizontal de puntos en la figura 2.1. Como la DBOt
tiende a (Lo) en forma asintótica es difícil asignar un tiempo exacto para llegar a la DBO última,
sólo se alcanza en el límite, cuando (t) tiende a infinito; desde un punto de vista práctico, se
observa que cuando la curva de DBO es aproximadamente horizontal, se ha alcanzado la DBO
última.
En los cálculos se usa una regla aproximada que indica que si la DBOt, y (Lo) con-cuerda
al redondearlos a tres cifras significativas, quiere decir que se ha llegado al tiempo de la DBO
última. Las constantes características de velocidad (k) de la DBO, se muestran en la tabla (2.2)
En consecuencia, los análisis de laboratorio se realizan a una temperatura estándar de
20°C y la constante de velocidad de la DBO se debe ajustar a la temperatura real del agua
receptora mediante la siguiente ecuación:
𝑘𝑇 = 𝑘20(𝜃)𝑇−20
(2.7)
Dónde:
T = temperatura de interés (°C)
𝐾𝑇= constante de velocidad de DBO a la temperatura (T) (días-1
)
𝐾𝑇= constante de velocidad de DBO a 20°C (días-1
)

6
𝜃= coeficiente de temperatura para aguas negras domésticas típicas, es de 1.135
para temperaturas entre 4 y 20°C, y 1.056 para temperaturas entre 20 y
30°C.
Ejemplo 2.3.
Un desecho de agua residual se descarga en un río cuya temperatura es 10°C. ¿Qué fracción del
consumo máximo de oxígeno sucede en cuatro días si la constante k de velocidad de DBO, en
condiciones normales es 0,115 día-1
?
Solución
Se determina k, la constante de velocidad de DBO para el desecho, a la temperatura del río,
mediante la ecuación (2.7).
𝑘10°𝐶 = 0.115(1.135)10−20
= 0.032 𝑑𝑖𝑎−1
Este valor de k, en la ecuación (2.6) se utiliza para determinar la fracción de consumo máximo
de oxígeno en cuatro días:
DBO4
𝐿𝑜
= [1 − 𝑒−(0,032
1
𝑑𝑖𝑎𝑠
)(4 𝑑𝑖𝑎𝑠)
]
DBO4
𝐿𝑜
= 0,12
2.3.1. Medición de la Demanda Bioquímica de Oxígeno en Laboratorio
Para que la DBO sea consistente en lo posible es importante estandarizar los
procedimientos de prueba al medir la DBO.
Pasos de la Evaluación.
Una botella especial de DBO, de 300 mL, se llena totalmente con una muestra de agua que se
ha diluido en forma adecuada y se inocula con microorganismos. A continuación, se tapa la
botella para eliminar las burbujas de aire. Las muestras necesitan diluirse, porque el único
oxígeno disponible para los organismos se encuentra disuelto en el agua.
Las muestras se diluyen con una solución de agua especial que contenga todos los micro
elementos necesarios para el metabolismo bacteriano, de tal modo que la degradación de la
materia orgánica no quede limitada por falta de crecimiento bacteriano. También el agua de

7
dilución contiene un inóculo de microorganismos, de manera que todas las muestras analizadas
en un día determinado contienen aproximadamente la misma clase y cantidad de
microorganismos.
El cociente entre la muestra no diluida y la diluida se llama tamaño de muestra, y se
suele expresar como un porcentaje, mientras que a la relación inversa se le llama factor de
dilución.
2.3.2. Influencia de la temperatura en la DBO.
La mayor parte de los procesos biológicos se aceleran a medida que aumenta la
temperatura, y se vuelven más lentos cuando baja la temperatura. En el proceso de la
determinación de la DBO el uso del oxígeno se debe al metabolismo de los microorganismos, la
temperatura afecta en forma análoga a ese uso. En el caso ideal, la constante de velocidad de la
DBO debería determinarse en forma experimental a la temperatura del agua receptora. Con
frecuencia, la temperatura del agua receptora cambia durante el tiempo transcurrido.
Tamaño de la Muestra (%) =
𝐶𝑜𝑛𝑠𝑢𝑚𝑜 𝑑𝑒 𝐷𝐵𝑂 𝑒𝑛 𝑙𝑎 𝑏𝑜𝑡𝑒𝑙𝑙𝑎
𝐷𝐵𝑂 𝑝𝑟𝑒𝑠𝑒𝑛𝑡𝑒 𝑒𝑛 𝑙𝑎 𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎 𝑑𝑒𝑙 𝑎𝑔𝑢𝑎 𝑟𝑒𝑠𝑖𝑑𝑢𝑎𝑙
𝑥 100
(2.8)
Factor de Dilución = P =
𝑉𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑑𝑒 𝑙𝑎 𝑀𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎 𝑑𝑒 𝑎𝑔𝑢𝑎 𝑟𝑒𝑠𝑖𝑑𝑢𝑎𝑙
𝑉𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑑𝑒𝑙 𝑎𝑔𝑢𝑎 𝑚𝑎𝑠 𝑒𝑙 𝑎𝑔𝑢𝑎 𝑑𝑒 𝐷𝑖𝑙𝑢𝑐𝑖𝑜𝑛
(2.9)
Los factores de dilución mencionados antes no se deben usar cuando el tamaño de la
muestra es pequeño, en comparación con el volumen total, porque en esas condiciones la
semilla y el agua de dilución contribuyen en forma importante a la DBO. Para bajas diluciones se
debe usar la ecuación más compleja (2-10).
Ejemplo 2.4.
La DBO de una muestra de agua residual se estima en 180 mg·L-1
. ¿Qué volumen de
muestra no diluida se debe agregar a una botella de 300 mL? y ¿cuál es el tamaño de muestra y
el factor de dilución al usar este volumen? Suponga que se pueden consumir 4 mg·L-1
en la
botella de DBO (es un dato que se asume para cualquier evaluación).
Solución:

8
Paso 1. Se estima el tamaño de muestra necesario:
Tamaño de muestra =
𝐶𝑜𝑛𝑠𝑢𝑚𝑜 𝑑𝑒 𝐷𝐵𝑂 𝑒𝑛 𝑙𝑎 𝑏𝑜𝑡𝑒𝑙𝑙𝑎
𝐷𝐵𝑂 𝑝𝑟𝑒𝑠𝑒𝑛𝑡𝑒 𝑒𝑛 𝑙𝑎 𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎 𝑑𝑒𝑙 𝑎𝑔𝑢𝑎 𝑟𝑒𝑠𝑖𝑑𝑢𝑎𝑙
𝑥 100
4 𝑚𝑔 . 𝐿−1
180 𝑚𝑔 . 𝐿−1 𝑥 100 = 2,22%
El volumen de muestra no diluida necesaria es la operación del tamaño de muestra por el
volumen de la muestra diluida que es de 300 mL.
Volumen de muestra no diluida = Porcentaje de muestra x 300 mL (volumen del frasco para
dilución de la muestra)
Volumen de muestra no diluida = 0,0222 x 300 mL = 6,66 mL.
En consecuencia, un volumen adecuado de muestra sería 7.00 mL.
Cálculo del tamaño real de la muestra y el factor de dilución.
7 𝑚𝐿
300 𝑚𝐿
𝑥 100 = 2,33%
Factor de dilución = P =
7 𝑚𝐿
300 𝑚𝐿
= 0,0233
Paso 2. Colocar muestras testigo que sólo contengan agua inoculada de dilución, en botellas de
DBO, que luego se deben tapar inmediatamente. los testigos se requieren para estimar la
cantidad de oxígeno que consume el inóculo agregado en ausencia de la muestra.
Paso 3. Las botellas tapadas de DBO que contienen las muestras diluidas y los testigos, se
incuban en la oscuridad a 20o
C durante la cantidad deseada de días. Para la mayor parte se utiliza
un tiempo de cinco días. Para determinar la DBO última, y la constante de velocidad de DBO,
también se usan otros tiempos. Las muestras se incuban en la oscuridad para evitar que la
fotosíntesis añada oxígeno al agua e invalide los resultados de consumo de oxígeno, el análisis
de DBO se efectúa a una temperatura estándar de 20o
C para eliminar el efecto de temperatura
sobre la constante de velocidad de DBO.

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Paso 4. Pasado la cantidad establecida de días, las muestras y los testigos se sacan de la
incubadora y se mide la concentración de oxígeno disuelto en cada botella. A continuación, se
calcula al DBO de la muestra no diluida con la siguiente ecuación.
𝐷𝐵𝑂𝑡 =
(𝑂𝐷𝑡,𝑡− 𝑂𝐷𝑚,𝑡)
𝑃
(2.10)
Donde:
ODt,t = Concentración de (OD) en el testigo después de t días de incubación (mgL-1
)
ODm,t = Concentración de (OD) en la muestra después de t días de incubación (mgL-1
)
P = Factor de dilución
Esta ecuación sólo es válida cuando la DBO del agua inoculada, o del agua de dilución es
despreciable. Si la DBO del agua de dilución o de inoculación es significativa, entonces se debe
usar la siguiente formula
( ) ( )
, , , ,
m i m t t i t t
t
OD OD OD OD f
DBO
P
− − −
=
(2.11)

Tratamiento de Aguas Residuales. Norberto Miranda Zea.
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Donde:
ODm i = OD, de la muestra inicial
ODm,t = OD de la muestra final
ODt, i = OD inicial del testigo (semilla) de control
ODt, t = OD final del testigo (semilla) de control
f=
𝒗𝒎
𝒗𝒕
= relación: volumen del blanco menos volumen del inoculo entre el volumen del
testigo
( )
m t s
v v v
= −
Donde:
vt = volumen testigo del blanco
vs = volumen inoculo
Ejemplo 2.5.
Medida de la DBO
Determinar la DBO5 para el siguiente tratamiento de la muestra del agua residual:
En un frasco Winkler de 300 mL, se prepara una muestra para determinar la DBO. Para este
proceso se vierten 10 mL del AR, al cual se le agrega 290mL de agua de dilución y se pone a
incubar junto con el blanco a 20°C durante 5 días. Los resultados obtenidos son los siguientes:
:9,0
: 2,0
:9,0
:8,0
10 300 0,033
300 10 290
300
i
f
bi
bf
m
b
OD mg L DBO
OD mg L DBO
OD mg L DBO
OD mg L DBO
D
V mL
V mL
= =
= − =
=
Solución
De la ecuación (2.11):

11
( ) ( )
5
290
9,0 2,0 9,0 8,0
300
181 /
0,033
DBO mg L
 
− − −  
 
= =
Método Simplificado para la Determinar la DQO
Ejemplo 2.6.
Reactivos
a.- Reactivo de digestión
Disolver 12.259 g de dicromato de potasio en 167 mL, de ácido sulfúrico (c) y 33.3 g de sulfato
de mercúrico en 500ml de agua destilada y luego diluir a un litro.
b.- Solución sulfato de plata (𝐴𝑔2𝑆𝑂4)
Disolver 22 g de sulfato de plata en 2.5 litros de ácido sulfúrico (c).
c.- Indicador Ferroina
Disolver 1.485 g de fenantrolina 1,10 monohidratada y 695 mg de 4 2
.7
FeSO H O y diluir con
agua destilada hasta 100 mL.
Procedimiento
Poner 2.5 mL, de la muestra de (A.R.) en un tubo de digestión.
Adiciona 1.5 mL, de solución de digestión.
Agrega 2.5 mL del ácido sulfúrico que contiene sulfato de plata.
Tapar el tubo de digestión y agitar la solución para producir una buena mezcla.
Colocar el tubo de digestión en un block de calentamiento a 150°C durante dos horas; enfriar y
determinar el dicromato residual por titulación con 4 3
FeSO NH 0.025N.
Paralelamente desarrollar un blanco en un tubo de digestión.
Valoración
Después de enfriar los tubos de digestión titular.
Trasvasar la solución del tubo de digestión a un Erlenmeyer de 50 mL.
A cada uno de los Erlenmeyer agregar 3 gotas del indicador ferroina.
Titular con 4 3
FeSO NH 0.025N hasta viraje del color de verde botella a rojo sangre.
𝑚𝑔
𝑙
𝐷𝑄𝑂 =
(𝑉𝑏𝑙𝑎𝑛𝑐𝑜 − 𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎)𝑁 ∗ 8000
𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎
2.3.3. Oxidación del Nitrógeno

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Hasta ahora se ha supuesto que solo el carbono de la materia orgánica es el que se oxida,
en realidad, muchos compuestos orgánicos como las proteínas que contienen nitrógeno,
también se oxidan consumiendo oxígeno molecular del agua. Los mecanismos y velocidades de
la oxidación del nitrógeno son diferentes a la oxidación del carbono, por lo tanto, se deben
considerar ambos procesos por separado. En forma lógica, al consumo de oxígeno debido a la
oxidación del carbón se llama DBO carbonácea (DBOC), y debido a la oxidación del nitrógeno
DBO nitrogenada (DBON).
La DBO carbonácea (DBOC) más la DBO nitrogenada (DBON), son los que constituyen la materia
orgánica (MO) degradable, por lo tanto, la materia no degradable se evalúa mediante el análisis
de:
MO (no biodegradable) = DQO - DBO
En los compuestos orgánicos, los organismos que obtienen energía al oxidar el carbón,
estos simultáneamente no pueden oxidar el nitrógeno de esta sustancia, debido a que el
nitrógeno se libera al agua del entorno en forma de amoniaco (NH3); a valores normales de pH,
este amoniaco se encuentra en forma de catión amonio (NH4
+
). El amoniaco desprendido de los
compuestos orgánicos, más el procedente de otras fuentes (residuos industriales) y
escurrimientos agrícolas (fertilizantes), se oxida a nitrato (NO3
-
) debido a un grupo especial de
bacterias nitrificantes que es su fuente de energía; el proceso se llama nitrificación. La reacción
general de la oxidación del amoniaco es:
𝑁𝐻4
+
+ 2𝑂2
Microorganismos
𝑁𝑂3
−
+ 𝐻2𝑂 + 2𝐻+
(2.12)
De acuerdo con esta reacción, la DBON teórica se puede calcular como sigue:
DBON =
𝑔𝑟𝑎𝑚𝑜𝑠 𝑑𝑒 𝑜𝑥𝑖𝑔𝑒𝑛𝑜 𝑢𝑠𝑎𝑑𝑜
𝑔𝑟𝑎𝑚𝑜𝑠 𝑑𝑒 𝑛𝑖𝑡𝑟𝑜𝑔𝑒𝑛𝑜 𝑜𝑥𝑖𝑑𝑎𝑑𝑜
=
(2 𝑚𝑜𝑙𝑒𝑠)(32 𝑔 𝑂2 ∗𝑚𝑜𝑙−1)
(1 𝑚𝑜𝑙)(14 𝑔 𝑑𝑒 𝑁∗𝑚𝑜𝑙−1)
(2.13)
DBON = 4,57 g O2 ∙ g-1
N La DBO nitrogenada real es un poco menor que el valor
teórico debido a la incorporación de nitrógeno a algunas de las nuevas células bacterianas,
pero la diferencia es de pocas cantidades porcentuales. El nitrógeno en el agua se presenta en
muchas formas (NH3, NH4
+
, NO3
-
, NO2
-
y diversos compuestos orgánicos), con frecuencia
conviene presentar las concentraciones de compuestos de nitrógeno en unidades de
miligramos de N por litro. Por ejemplo, con frecuencia los ingenieros en el campo ambiental,

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encuentran cómodo informar las concentraciones de amoniaco como “nitrógeno amoniacal”,
esto es, NH3-N.
Ejemplo 2.7.
a) Calcular la DBON teórica de un agua residual que contiene 30 mgL-1
de amoniaco expresado
como nitrógeno.
b) Si en el análisis del agua residual aparecen 30 mgL-1
de amoniaco (NH3), ¿Cuál sería la DBON
teórica?
Solución
a) En la primera parte del problema la cantidad de amoniaco aparece como NH3-N. En
consecuencia, se puede usar la relación teórica obtenida de la ecuación (2.12).
DBON teórica = (30 mg de NH3 − N ∙ L−1
)(4,57 mg de O2 ∙ mg−1
) = 137 mg de 𝑂2 ∙ 𝐿−1
b) Se requiere convertir los miligramos de amoniaco por litro a miligramos por litro como
NH3-N.
(30 mg de 𝑁𝐻3 ∙ 𝐿−1
)(
14 𝑔 𝑑𝑒 𝑁 ∙𝑚𝑜𝑙
17 𝑔 𝑑𝑒 𝑁𝐻3 ∙ 𝑚𝑜𝑙−1) = 24,7 mg de N∙ 𝐿−1
Ahora se puede usar la relación deducida de la ecuación (2.11).
DBON teórica = (24,7 mg de-N∙ 𝐿−1
)(
4,57 𝑚𝑔 𝑑𝑒 𝑂2
𝑚𝑔 𝑑𝑒 𝑁
) =113 mg de 𝑂2 ∙ 𝐿−1
La velocidad a la cual se consume la DBON depende mucho de la cantidad de organismos
nitrificantes presentes. Cuando las muestras de aguas negras no tratadas y tratadas se someten
al análisis de DBO, el consumo de oxígeno sigue la pauta que se ve en la figura (2.2).
En caso de aguas negras no tratadas, la DBON consume (OD) después de haberse
consumido gran parte en la DBOC. El retraso del tiempo se debe a que las bacterias nitrificantes
tardan en llegar a una población suficiente para el consumo de la DBON, en comparación al
tiempo de consumo de la DBOC. En caso de aguas negras tratadas, existe mayor población de
organismos nitrificantes en la muestra que reducen el tiempo de retraso. Sin embargo, una vez
comenzada la nitrificación la DBON puede describirse mediante la ecuación (2.6) con una
constante de velocidad de DBO (k = 0.80 a 0.20 día-1
). Debido a que la temperatura afecta a la
constante de velocidad de la nitrificación y se debe ajustar con la ecuación (2.7).
2.3.4. Curva con Mínimo de Oxígeno disuelto (OD) en un Río
La concentración del oxígeno disuelto en un río indica la salud general de éste. Todos los
ríos tienen cierta capacidad de auto purificación.

14
La administración de la calidad del agua en los ríos consiste en evaluar su capacidad para
absorber una carga de desecho. por lo tanto, se determina el perfil de la concentración de OD
aguas bajo de una descarga de desechos. A este perfil se le llana curva con mínimo de OD (figura
2.2), porque la concentración de OD baja a medida que se oxidan los materiales con demanda
de oxígeno; aguas abajo vuelve a subir a medida que el oxígeno se reabastece de la atmósfera y
mediante la fotosíntesis.
Deducir una ecuación matemática de la curva con mínimo de OD requiere identificar y
cuantificar las fuentes del oxígeno, así como los factores que afectan su agotamiento y las únicas
fuentes importantes de oxígeno son la aireación de la atmósfera y la fotosíntesis de las plantas
acuáticas.
Uno de los cálculos de evaluación del mínimo de OD, es por el método de balance de masa.
Figura 2.2. Curva típica con mínimo de OD.
2.3.5. Método del Balance de Masa.
Los balances de masa simplificados ayudan a resolver el problema de la curva con
mínimo de OD. Se pueden usar tres balances de masa conservativos (no implican reacciones
químicas) para tener en cuenta la mezcla inicial de la corriente de residuos en el río. El OD, DBO
y la temperatura cambian al mezclar la corriente de residuos en el río. Una vez considerados
esos factores, se puede considerar que la curva con mínimo de OD es un balance de masa no
conservativo, la figura 2.3 ilustra la mezcla de la corriente de residuos y su transporte.
Al salir del tubo de descarga la corriente de residuos y su transporte atraviesan el río en el lugar
del tubo de descarga y esta se vuelve en el volumen de control, base para el desarrollo de la

15
ecuación de balance de masa. Se supondrá que el contaminante descargado del tubo se queda
como volumen de control y que todo el volumen fluye aguas abajo como una sola entidad.
Cuando el tiempo es cero, el volumen está en el tubo. El diagrama ilustra el lugar del volumen
en dos tiempos posteriores. Respecto a este caso se tienen dos entradas y una salida. El balance
conservativo de masas para el oxígeno (sólo mezclado) se muestra en la figura 2.4. El producto
del flujo del agua por la concentración de OD da como resultado una masa de oxígeno por unidad
de tiempo.
Masa de OD en el Agua Residual = Qar ∙ ODar (2.14)
Figura 2.3. Mezcla de la corriente de desechos.

16
Masa de DBO, y
OD, en el rio
Masa de DBO, y OD
despues de mezclar(DBO)
Masa de DBO, y de OD en el Agua
Residual
(Efluente Aguas Residuales)
Figura 2.4. Balance de masa para el mezclado de la DBO y del OD.
Masa de OD en el río = 𝑸𝒓 ∙ 𝑶𝑫𝒓 (2.15)
Donde:
𝑸𝒂𝒓 = flujo volumétrico del agua residual (m3
·s-1
),
𝑸𝒓 = Flujo volumétrico del agua del río (m3
·s-1
),
𝑶𝑫𝒂𝒓 = oxígeno disuelto en el agua residual (g·m-3
),
𝑶𝑫𝒓 = oxígeno disuelto en el río (g·m-3
).
La masa de OD en el río después de la mezcla, es igual a:
Masa de OD después de la mezcla = 𝑸𝒂𝒓 ∙ 𝑶𝑫𝒂𝒓 + 𝑸𝒓 ∙ 𝑶𝑫𝒓 (2,16)
En forma parecida por la DBO última:
Masa de DBO después de la mezcla = 𝑸𝒂𝒓 ∙ 𝑳𝒂𝒓 + 𝑸𝒓 ∙ 𝑳𝒓 (2,17)
Donde:
𝑳𝒂𝒓 = DBO última del agua residual (en mg · L-1
),
𝑳𝒓 = DBO última del río (en mg · L-1
).
Las concentraciones de OD y de la DBO después de la mezcla son:
OD =
𝑸𝒂𝒓∙ 𝑶𝑫𝒂𝒓 + 𝑸𝒓 ∙𝑶𝑫𝒓
𝑸𝒂𝒓+ 𝑸𝒓
(2.18)
Lu =
𝑸𝒂𝒓∙ 𝑳𝒂𝒓 + 𝑸𝒓 ∙𝑳𝒓
𝑸𝒂𝒓+ 𝑸𝒓
(2.19)

17
Siendo (Lu) = DBO inicial última después del mezclado.
Ejemplo 2.8.
El pueblo de viracocha descarga 17 360m3
· día-1
de aguas residuales tratadas al arroyo
Pachacamac, los flujos de salida de aguas tratados tienen una DBO5 de 12 mg · L-1
y una constante
de disminución (k) de DBO de 0.12 día-1
a 20o
C. El flujo del arroyo Pachacamac es 0.43 m3
· s-1
y
su DBO última, L0, es 5.0 mg·L-1
. El OD del río reporta 6.5 mg · L-1
y el OD del agua residual es 1.0
mg · L-1
. Calcular el OD y la DBO inicial última L0, después de mezclar a la temperatura de 15o
C.
Solución:
El OD después de mezclar se obtiene con la ecuación (2.19). Para usarla, se debe convertir el
flujo de agua residual a unidades compatibles, es decir, a metros cúbicos por segundo.
𝑄𝑎𝑟 =
(17 360 m3· día−1)
(86 400 𝑠. 𝑑𝑖𝑎−1)
= 0,20 m3
· s -1
Entonces, el OD después del mezclado es
OD =
(0,20)(1.0)+(0,43)(6.5)
0,20+0,43
= 4,75 𝑚𝑔. 𝐿−1
La DBO última inicial después de mezclado, antes requiere determinar la DBO última del agua
residual. De la ecuación (2.6) se despeja L0, la DBO última es de:
𝐿0 =
𝐷𝐵𝑂5
(1 − 𝑒−𝑘𝑡)
=
12 𝑚𝑔. 𝐿−1
1 − 𝑒−(0.12)(5)
= 26.6 𝑚𝑔. 𝐿−1
Se puede determinar (Lu) y la DBO inicial última después de la mezcla, con la ecuación (2.19)
𝐿𝑢 =
(0,20)(26.6) + (0,43)(5,0)
0,20 + 0,43
= 11.86 𝑚𝑔. 𝐿−1
Déficit de Oxígeno.
La ecuación del mínimo de OD se ha deducido usando un déficit de oxígeno. El déficit de
oxígeno es la diferencia entre el valor de saturación del oxígeno (a la temperatura particular del
agua) y la concentración real del oxígeno disuelto:

18
D = 𝑶𝑫𝑺 − 𝑶𝑫 (2.20)
Donde:
D = déficit de oxígeno (mg · L-1
)
𝑂𝐷𝑆= concentración de saturación de oxígeno disuelto (mg · L-1
) (en tabla 2.2.1.)
OD = concentración real de oxígeno disuelto (mg · L-1
)
El valor de saturación del oxígeno disuelto depende mucho de la temperatura del agua:
En la tabla 2.2.1., se presentan valores de ODs para agua dulce.
Déficit inicial.
El inicio de la curva con mínimo de OD está en el punto en donde se mezcla una descarga de
desechos al río. El déficit inicial se calcula con la diferencia entre el OD de saturación y la
concentración de OD después de la mezcla.
𝐷𝑎 = 𝑂𝐷𝑆 −
𝑄𝑎𝑟 𝑂𝐷𝑎𝑟+ 𝑄𝑟 𝑂𝐷𝑟
𝑄𝑚𝑒𝑧𝑐𝑙𝑎
(2,21)
Donde:
Da = déficit inicial después del mezclado del desecho con aguas del rio (mg · L-1
).
ODs= concentración de saturación de oxígeno disuelto a la temperatura del río después
de la mezcla (mg · L-1
).

19
Tabla 2.2.1. Valores de Saturación de Oxígeno Disuelto en Agua (OD.s) a Diferentes
Temperaturas
Ejemplo 2.9.
Calcule el déficit inicial de oxígeno, en el arroyo Pachacamac, después de mezclar con el agua
residual del pueblo de Viracocha (datos del ejemplo anterior). La temperatura de la corriente es
de 10o
C y la del agua residual es de 10o
C.
Solución
El valor de la saturación del oxígeno disuelto (ODs) en la tabla del apéndice A. A 10o
C, el ODs =
11.33 mg · L-1
. Como ya se calculó el OD después de la mezcla, y resultó ser de 4.75 mg· L-1
,
(ejemplo 2.8) el déficit inicial después de la mezcla es:
Da = 𝑂𝐷𝑆 − 𝑂𝐷𝑚𝑒𝑧𝑐𝑙𝑎 = 11.33 𝑚𝑔. 𝐿−1
− 4.75 𝑚𝑔. 𝐿−1
= 6.58 𝑚𝑔. 𝐿−1
2.4. Contaminación Del Agua Por Metales
2.4.1. Metales Pesados
Los metales pesados son uno de los contaminantes ambientales más peligrosos, debido a que
no son biodegradables y por su alto potencial de bioacumulación en los organismos vivos. Entre

20
ellos se destacan por su alta toxicidad y mayor presencia en el medio ambiente, el mercurio, el
cadmio y el plomo.
Las fuentes y actividades que generan la presencia de metales en las aguas podrían resumirse
de la siguiente forma: - Erosión y lixiviado de rocas y suelo - Minería - Industria de tratamiento
de superficies - Otros vertidos industriales - Aguas residuales urbanas.
2.4.2. Elementos traza esenciales
Algunos metales considerados como contaminantes son necesarios en cantidades traza para los
animales y plantas. Estos, debe alcanzar un equilibrio entre un exceso y un defecto, en la tabla
2.3 vemos los datos referentes a metales y actividades biológicas para los que resulten
esenciales.
Tabla 2.3. Metales Esenciales Para la Vida
Elemento metálico Aspecto biológico para el que es esencial
Metales ligeros abundantes
Calcio
Magnesio
Potasio
Sodio
Componente principal del hueso, necesario para
algunas enzimas
Activa muchas enzimas.
Catión celular principal
Catión extracelular principal
Metales pesados en traza
Cobalto
Cobre
Cromo
Estaño
Hierro
Manganeso
Molibdeno
Vanadio
Zinc
Activa muchas enzimas, presente en la vitamina B12.
Esencial en enzimas oxidativas y otras, también en la
hemocianina.
Esencial en animales superiores, relacionado con la
actividad de la insulina.
Esencial en ratas, aunque se desconoce su función.
Esencial en la hemoglobina y muchas enzimas, es el
ion metálico de transición más importante.
Activa varias enzimas
Activa varias enzimas
Esencial para plantas inferiores, ciertos animales
marinos y el hombre.
Activa muchas enzimas.
Fuente: The Chemical Elements Of Life, Scientific American, Julio 2002 Ed.3er.
2.4.3. Contaminantes Metálicos Importantes
Podemos diferenciar la mayor o menor peligrosidad de los metales en relación a diversos
factores: toxicidad, abundancia, fuentes de aportación, forma química en la que se encuentran,
etc. Elegiremos la clasificación en función de su toxicidad (niveles de DL50 o EC50) que se utiliza
desde el punto de vista legislativo. Por su importancia histórica y toxicidad específica, merece
destacarse la contaminación producida por algunos metales determinados.

21
Mercurio
Las principales fuentes mercuriales son la producción de aparatos eléctricos, las
industrias de cloro-álcali que emplean celdas de mercurio y el uso como fungicida en pinturas y
agricultura. Actualmente está cobrando cada vez más importancia el mercurio lanzado al a
atmósfera en la combustión del carbón en las centrales térmicas y que acaba depositándose en
la superficie terrestre.
Se utiliza en tres formas que es preciso señalar
- Directamente como mental
- Parte de compuestos orgánicos (alquil y arilmercúricos)
- Parte de compuestos inorgánicos (cloruro, óxidos, ……)
La toxicidad es debida a la inhibición enzimática y al daño celular provocado por su fuerte unión
con los grupos de azufre. El límite legal establecido en aguas potables es de 1 µg. L-1
Los compuestos más tóxicos, los metilmercuriales en medio alcalino y en
medio ácido, llega al agua por vertido directo, o por vía indirecta a través de transformaciones
biológicas de otros compuestos de mercurio por ciertos microorganismos.
La forma de acumularse en el organismo es la siguiente:
(lipofílico)
Son famosas las contaminaciones por mercurio, debido a su acumulación en seres vivos, en
Minamata (Japón 1953), donde perecieron muchos pescadores,
Niigata (Japón 1965) y en Suecia, en los años 60 se observó el descenso de poblaciones de
muchas aves. Estos sucesos obligaron a reducir la cantidad de mercurio en las aguas residuales
a partir de 1970 en diferentes industrias, por ejemplo, derivados de cloro-álcali, que ha llevado
a la sustitución de diferentes celdas de mercurio.
Plomo
Las principales fuentes antropogénicas de plomo son la producción de baterías de plomo
para automóviles, industrias de diversos productos metálicos (armas, plomo laminado, …) y de
productos químicos (tetraetílplomo para gasolinas). En menor proporción pigmentos para
pinturas y el vidriado.
En algunas épocas hubo envenenamiento por plomo debido a las cañerías fabricadas
con este material utilizado en fontanería interior y exterior, esto ha dejado de ser un problema.

22
Las consecuencias de envenenamiento por plomo son la anemia (el plomo influye en la síntesis
del grupo hemo, inhibiendo la actividad enzimática) y la interferencia con otros enzimas,
principalmente del riñón.
La indigestión diaria de 1 mg. L-1
, puede crear una toxicidad crónica y debido a su fuerte
toxicidad, el límite está establecido para aguas potables en 0.01 mg. L-1
o 10 µg. L-1
.
La forma más estable del plomo en aguas naturales se encuentra principalmente en forma de
ion Pb+2
hidratado y Pb(OH)+
, en concentraciones que dependen del pH del medio. Las especies
orgánicas más significativas son el tetraetíl y el tetrametilplomo, y ;
poco solubles en aguas, pero sí en materias grasas. En cuanto a su origen, es posible su
formación en condiciones naturales, además del industrial mediante la acción de
microorganismos.
2.4.4. Contaminación por Bionutrientes: Eutroficación
Esta denominación se utiliza para referirse a compuestos que contienen nitrógeno y/o
fósforo; puede tratarse de compuestos inorgánicos que contienen nitrógeno así: compuestos
amoniacales, nitritos y nitratos, o de compuestos orgánicos en cuya constitución exista el
nitrógeno, por ejemplo, los aminoácidos y proteínas. Uno y otros son susceptibles de sufrir
oxidación química o biológica y transformarse en nitratos, que son los verdaderos causantes de
los problemas de eutrofización de las aguas.
En cuanto a los compuestos de fósforo, podemos indicar por su naturaleza inorgánica,
principalmente los fosfatos y de naturaleza orgánica los organofosforados.
Los compuestos de nitrógeno y fósforo, junto con otros elementos y sustancias tales
como el carbono, potasio, azufre (todo ellos macronutrientes), y numerosos metales traza u
oligoelementos, son especies necesarias para el crecimiento vegetal, y son suministrados a las
plantas acuáticas.
El enriquecimiento desmesurado de nutrientes en el agua se denomina eutrofización
(eutrófico significa bien nutrido). En sentido estricto la eutrofización no debería considerarse
como contaminación del agua, sino un fenómeno natural y necesario. La mayoría de los
elementos que necesitan las plantas para crecer están a su disposición entre ellos se encuentran
el nitrógeno y el fósforo.

23
La actividad humana ha aportado grandes cantidades de Bionutrientes en los
ecosistemas acuáticos, ocasionando un incremento desmesurado de la población vegetal y una
gran aceleración de los procesos naturales de eutrofización, y ha provocado graves problemas,
especialmente en muchos lagos y embalses de diversos países. En lagos y embalses, junto a un
desarrollo macrofítico en superficie, la eutrofización se caracteriza por vegetación microscópica
(algas de diferentes tipos). Lo que en principio puede suponer un beneficio para la vida acuática,
debido al aumento de materia vegetal, se traduce en un grave problema de contaminación, pues
al producirse la descomposición vegetal se induce a una disminución drástica de oxígeno
disuelto, lo que puede acabar con la vida normal de ese medio acuático, y termina aportando
olores sabores poco agradables al agua, debido a condiciones anaerobias que se generan.
Se considera al fósforo como el responsable principal de la eutrofización en aguas de lagos y
embales, siendo el nitrógeno (nitratos) el elemento limitante en otras aguas de carácter abierto.
Las aguas residuales domésticas son una fuente de nutrientes, la escorrentía de tierras
de cultivo y el arrastre de sustancias fertilizantes (caso del nitrógeno), en las aguas naturales
ingresan, a través de la lluvia en cantidades sustanciales como nitratos, procedente de los NOx
atmosférico. Respecto al fósforo, la aportación es en forma de fosfatos, ocasionada por el uso
de detergentes, ya que las fuentes de fósforos son más localizadas que los del nitrógeno.
En la tabla 2.4 se indican los niveles de eutrofia junto a la concentración de fósforo y la
producción clorofílica. Se observa que, al aumentar el grado de eutrofización, aumenta el
contenido en fósforo del agua y la producción de clorofila, debido a un gran desarrollo del
fitoplancton.
Tabla 2.4. Niveles de Eutrofia.
Nivel de eutrofia
Fósforo total Producción Clorofílica
Ultra oligotróficos <4 <1
Oligotróficos 4-10 1-2,5
Mesotróficos 10-35 2,5-8
Eutróficos 35-100 8-25
Hiper eutróficos >100 >25

24
2.4.5. Detergentes
Para comprender los problemas medioambientales ocasionados por el empleo de detergentes
debemos, analizar brevemente su composición. La Organización Internacional de Normalización,
en su norma ISO/DPR 862 de 1980, define un detergente como un producto cuya composición
ha sido establecida para una operación de limpieza mediante el desarrollo de fenómenos de
detergencia.
Composición de los detergentes
1. Principios activos: Jabones de 10-15% de surfactantes
Coadyuvantes: Polifosfatos (Agentes anti calcáreos) - Zeolitas con 30-40% de carbonatos
- Sales de ácido: Nitrílotriacético (NTA)
2. Reforzadores: Alcanolamidas con 0-2% Óxidos de aminas
3. Aditivos: Agentes de blanqueo - Perfumes - Agentes bactericidas.
4. Cargas: Sulfato sódico 5-18% (en detergentes sólidos), 5-40% Agua - Alcohol
5. Enzimas.
Los surfactantes y los coadyuvantes, son los responsables de los problemas de contaminación
del agua.
2.4.6. Pesticidas
Bajo la denominación de pesticida o plaguicidas se engloban los productos químicos
empleados para combatir los parásitos de los cultivos, del ganado, de los animales domésticos,
del hombre y su ambiente en general.
Problemas de contaminación
Contaminación ocasionada por los pesticidas: toxicidad, persistencia y bioacumulación
en el ambiente. Estas propiedades pueden originar a su vez efectos secundarios en los
ecosistemas, tales como desequilibrios ecológicos y mutaciones en las poblaciones de las
especies a las que se pretenden combatir.
Las contaminaciones de las aguas por plaguicidas suelen deberse a las actividades agrícolas:
fumigaciones aéreas incontroladas, deposición o arrastre por la lluvia desde la atmósfera y
escorrentía superficial del suelo y filtraciones a los acuíferos.

25
A. Toxicidad
Para referirse a ella se utiliza con bastante frecuencia la dosis letal 50(DL50) , definida
como mg de plaguicida por kg de peso del animal, necesarios para provocar la muerte del 50%
de individuos de la especie considerada. Puede hacer referencia a toxicidad oral, crónica o
aguda, dérmica y por inhalación. Para el hombre las vías más frecuentes de intoxicación son a
través del aparato respiratorio y de la piel. También se utilizan, entre otras unidades de medida,
la concentración letal (CL50) y la concentración efectiva 50(DL50).
B. Persistencia
La persistencia de un plaguicida en el ambiente (aguas o suelos) se define como el
tiempo necesario para que pierda el 95% de su actividad ambiental, o mediante el concepto de
vida media, siendo ésta el tiempo que tarda en degradarse la mitad de la cantidad de plaguicida
aplicada.
Los procesos de degradación más importantes son de tipo bioquímico (biodegradación), así
como de carácter químico (oxidación, hidrólisis,). La velocidad de biodegradación depende de
diversos factores, entre los que debe destacar:
- Estructura molecular: los compuestos aromáticos y halogenados son más resistentes y
la velocidad de biodegradación disminuye al aumentar el peso molecular y al disminuir la
solubilidad en agua.
- Temperatura, pH del medio y concentración de microorganismos.
C. Bioacumulación
Aunque la solubilidad de los pesticidas en agua es baja en general (especialmente los
hidrocarburos clorados) y su solubilidad es elevada en las grasas; al ser ingeridos pueden
acumularse en el tejido adiposo, lo que produce su acumulación de la cadena trófica.
La capacidad de producirse una mayor o menor concentración de pesticidas en los diferentes
organismos acuáticos se puede medir mediante los coeficientes o factores de bioacumulación
(CB o KB), calculados como:
𝐶𝐵 =
𝐶𝑜𝑛𝑐𝑒𝑛𝑡𝑟𝑎𝑐𝑖𝑜𝑛 𝑑𝑒 𝑃𝑒𝑠𝑡𝑖𝑐𝑖𝑑𝑎𝑠 𝑒𝑛 𝑒𝑙 𝑂𝑟𝑔𝑎𝑛𝑖𝑠𝑚𝑜 𝐴𝑐𝑢á𝑡𝑖𝑐𝑜
𝐶𝑜𝑛𝑐𝑒𝑛𝑡𝑟𝑎𝑐𝑖𝑜𝑛 𝑑𝑒𝑙 𝑃𝑒𝑠𝑡𝑖𝑐𝑖𝑑𝑎 𝑒𝑛 𝑒𝑙 𝐴𝑔𝑢𝑎

26
2.5. Metodología para Evaluación del Impacto ambiental por Parámetros de calidad
del agua
1. Estado del Agua
El agua no se encuentra naturalmente en estado puro y siempre contiene cierto cantidad
de sustancias que provienen de diversas fuentes, así, tenemos por la precipitación, por su acción
erosiva, por el viento, su contacto con la atmósfera y en el agua se encuentran sólidos y coloides
en suspensión (que afectan a la transparencia), sólidos disueltos (que se reflejan en la
alcalinidad, pH, dureza, conductividad, ...), oxígeno disuelto (que influye decisivamente en la
vida acuática), etc., parámetros que constituyen la calidad del agua. Interesa pues, conocer la
calidad del agua desde diversos puntos de vista:
• Utilización en el lugar donde se encuentra (agua potable, usos domésticos, urbanos e
industriales, agrícolas y ganaderos.)
• Utilización del curso o masa de agua (baño, pesca, navegación deportiva...).
• Como medio acuático, que acoge especies animales y vegetales.
• Como receptor de efluentes residuales de origen doméstico e industrial.
2. Contaminantes del agua
Se entiende por contaminantes del agua todos aquellos compuestos, normalmente
emanados de la acción humana, que modifican su composición o estado, disminuyendo su
aptitud para alguna de sus posibles utilizaciones.
3. Indicadores del Impacto y Unidad de medida
La manera más sencilla y práctica de estimar la calidad del agua consiste en la valoración
de índices o ratios de ciertos parámetros físicos, químicos o biológicos en su situación
operacional, considera admisible o no deseable, que viene definida por ciertos estándares o
criterios.
Los parámetros frecuentemente admitidos y utilizados son: DBO; sólidos disueltos y en
suspensión; compuestos de nitrógeno, fósforo, azufre y cloro; pH; dureza; turbidez;
conductividad; elementos tóxicos; y elementos patógenos.
Mediante el empleo de modelos de difusión físico-matemáticos del vertido en lagos,
ríos, estuarios y mares, se puede determinar el impacto ambiental que una o varias actividades

27
causan en el área afectada objeto de estudio, o sea se puede determinar la concentración de los
distintos parámetros en un punto, alejado del foco emisor o del punto de vertido.
Adoptamos como indicador general, el índice de Calidad del Agua, ICA, basado en el de
Martínez de Bascaron, que proporciona un valor global de la calidad del agua, incorporando los
valores individuales de una serie de parámetros.
/
i i i
ICA K C P P
=  
(2.22)
Dónde:
Ci = valor porcentual asignado a los parámetros (tabla I).
Pi = peso asignado a cada parámetro.
K = constante que toma los siguientes valores:
1,00 para aguas claras sin aparente contaminación
0,75 para aguas con ligero color, espumas, ligera turbidez aparente no natural.
0,50 para aguas con apariencia de estar contaminada y fuerte olor.
0,25 para aguas negras que presenten fermentaciones y olores.

28

29

30
Los valores de calidad de los distintos parámetros, expresados en las tablas I y II, son
genéricos y por tanto susceptibles de conducir a cierto error, cuando se trata de determinar la
calidad del agua para un uso específico. Se recomienda la consulta de tratados especializados,
en los que de manera detallada se establecen los límites de las concentraciones de los distintos
compuestos, pudiendo a partir de ellos confeccionarse una tabla de valores porcentuales.
A título aclaratorio se hacen las siguientes puntualizaciones:
• Uso doméstico
— El agua será inodora, e insípida.
— El agua queda descalificada, con la sola presencia de vestigios de: fosfatos, nitritos,
nitrógeno amoniacal, aminas, sulfuras, hidrocarburos, grasas, detergentes, bacterias
anaerobias, bacterias potencialmente patógenas.
— La presencia admisible de fenoles es de 0,001 mg. L-1
.
— Los coliformes no deben de exceder de 2/100 mil.
— El límite máximo de reducción del permanganato es de 3 mg. L-1
• Uso industrial
Para determinados usos industriales (fabricación de microcircuitos, de productos y
reactivos químicos, aerosoles, productos farmacéuticos, etc.) la conductividad
máxima recomendada es menor de 10 µS/cm y para otros (circuitos de recirculación de
agua, baños de lavado galvano técnico
de joyas, baños electrolíticos, procesado de fotografías, etc.) es inferior
a 50 µS/cm.
• Uso agrícola
— Los cultivos más sensibles ven disminuida su producción a partir de 500 mg. L-1
. de
sólidos disueltos. Las concentraciones superiores a 2 000 mg. L-1
afectan a la mayor parte
de las plantas.
— El ion sodio actúa sobre la estructura y la permeabilidad del suelo. Si su concentración

31
es baja, en relación al Ca y Mg el suelo mantiene una buena estructura, pero si es alta
tiende a hacerse impermeable.
— El oxígeno disuelto puede alcanzar en mínimo de 3 mg. L-1
• Vida acuática
— El oxígeno disuelto debe exceder los 4 mg. L-1
4. Focos De Contaminación
Se evalúan en base a la aportación de los siete grupos de focos contaminantes:
1. Erosión, inundaciones, efluentes de plantas de celulosa, etc.
2. Plantas de energía, fábricas de acero, refinerías, unidades de refrigeración, etc.
3. Minería, procesos industriales, depósitos naturales, agua de riego.
4. Aguas residuales urbanas (aguas negras) e industriales, aguas procedentes de riego con
arrastre de fertilizantes, aguas residuales de explotaciones zootécnicas, etc.
5. Residuos domésticos y de industrias alimentarias, etc.
6. Efluentes domésticos, industriales y de explotaciones agropecuarias.
7. Residuos humanos, de animales y de industrias cárnicas y mataderos.
5. Efectos del Medio
Los siete grupos de contaminantes, son capaces de producir, entre otros, los siguientes
efectos sobre el medio:
1. Obstrucción o relleno de corrientes, lagos, embalses y canales; aumento del costo de
depuración; corrosión de equipos; interferencia de procesos de manufacturación,
reducción de la vida animal y vegetal.
2. Reducción del oxígeno disuelto y consiguiente descomposición lenta o incompleta de
los contaminantes y daño a la vida acuática.
3. Interferencia en procesos de fabricación; efectos tóxicos más o menos aparentes sobre
el hombre y la vida silvestre; mal olor, mal sabor; corrosión de equipos.
4. Crecimiento excesivo de la vida vegetal acuática, aumento de la demanda de oxígeno,
mal sabor y mal olor.
5. Daño a la pesca; el consumo total del oxígeno causa la acción de bacterias anaerobias,
que da lugar a malos olores y colores.
6. Amenaza a la pesca y vida silvestre; posibles riesgos a largo plazo para el hombre, por
ingestión.

32
7. Necesidad de tratamiento intenso del agua para hacerla potable; pérdida a la industria
pesquera y especialmente marisquera; reducción del uso recreativo.
6. Función de Transformación
7. Medidas Preventivas y Correctoras
Aguas Superficiales
• Reducción del volumen de vertidos y de su capa contaminante.
— Separación de vertidos en origen.
— Recirculación de aguas usadas.
— Cambios en los sistemas básicos de uso de agua y producción de vertidos.
— Recuperación de subproductos.
— Eliminación de vertidos accidentales y descargas bruscas.
— No utilización de elementos o productos inhibidores de la depuración material o
artificial.
• Implantación de instalaciones de tratamiento de vertidos
• Eliminación de aguas residuales sin recurrir a su tratamiento

33
— Dilución.
— Concentración, y consideración como residuo susceptible de transporte.
— Inyección en el terreno.
— Aplicación al suelo.
Aguas subterráneas
• Ordenación especial de actividades.
• Perímetros de protección.
• Normativa para la construcción de pozos.
• Impermeabilización.
• Drenaje somero de aguas sépticas.
• Control de la inyección de residuos en el subsuelo mediante sondeos.
• Lucha contra la intromisión de agua salada.
• Depuración artificial y natural.
• Reducción de cantidades de vertido de la industria.
• Reducción de fertilizantes nitrogenados.
• Aplicación de técnicas de vertido controlado.
• Modificación de los bombeos existentes.
• Implantación de barreras de presión y de depresión.
• Intercepción de contaminantes.
• Creación de barreras subterráneas.
Aguas marinas
• Eliminación de materiales en suspensión antes del vertido al mar.
• Reducir los componentes tóxicos a concentraciones y cantidades que no produzcan
contaminación.
• Eliminación de vertidos directos urbanos e industriales.
• Reutilización de las aguas residuales urbanas.
• Vertidos a través de emisarios submarinos, con un tratamiento previo adecuado.
• Prevención de vertidos de buques.
• Medidas especiales contra la marea negra producida por vertidos de petróleo y otras
sustancias perjudiciales, bien por descargas incontroladas, bien por accidentes fortuitos.
2.6. Cálculos para Desarrollar un Proyecto de Instalación de una Planta de tratamiento
de aguas residuales (PTAR).

34
2.6.1. Métodos para Proyección de la Población
Para la proyección de la población futura para el proyecto de instalación de una planta
de tratamiento de aguas residuales domésticas o urbanas (PTAR), es necesario contar con
información sobre la población de dicha ciudad o centro poblado, donde se desarrollará el
proyecto; en el caso de la republica del Perú la entidad responsable es el Instituto Nacional de
Estadística e Informática del Perú (INEI). Generalmente para el periodo único del proyecto, se
toma un periodo único de diseño entre 20 a 25 años, que será la base para el cálculo de la
población futura.
Los métodos más utilizados para estimar la población futura, tenemos:
✓ Comparación gráfica de las poblaciones.
✓ Método aritmético o lineal.
✓ Método geométrico o exponencial.
✓ Método logarítmico.
✓ Método Pearl o curva logística.
Para proyección de la población para periodos considerados en el proyecto de 20 a 25
años, se puede utilizar el método más simple de Método aritmético o lineal sin poder cometer
un error considerable.
𝑃𝑡 = 𝑃𝑜 (1 + 𝑖)𝑡
(2.23)
Donde:
Pt: Población en el año “t”, que vamos a estimar o de proyeccion.
Po: Población en el año “base” (conocida INEI).
i: Tasa o índice de crecimiento anual (conocida INEI).
t: Número de años entre el año base (año cero) y el año “t”.
2.6.2. Perdidas de Carga en la Instalación de un PTAR.
Para determinar las pérdidas de carga en tuberías en función del caudal se utiliza la
ecuación de Darcy-Weisbach:
ℎ𝑓 = 0,0826 ∙ 𝑓 ∙(𝐿/𝐷5) ∙𝑄2 (2.24)
Donde:
hf: pérdida de carga (m.c.a./m).
f: coeficiente de fricción (adimensional).
L: longitud de la tubería
D: diámetro de la tubería (m)

35
Q: caudal (m3
/s)
El coeficiente de fricción (f) se determina como:
𝑓 =
0,25
[log(
𝑘
3.7 · D
+
5,74
𝑅𝑒0.9)]2
(2.25)
Donde:
K: rugosidad absoluta
Re: número de Reynolds
Numero de Reynolds (Re):
𝑅𝑒 =
V·D
ʋ
(2.26)
Donde:
V: velocidad del fluido
ʋ: viscosidad cinemática (m3
∗ 𝑠−1
)
Tabla 2.1. Valores de rugosidad absoluta (k) de algunos materiales
Material Rugosidad (k)
Polietileno 0,002
PVC 0,020
Aluminio 0,015 – 0,06
Acero galvanizado 0,070 – 0,15
Hormigón liso 0,30 – 0,80
Hormigón rugoso 3 – 9
Hormigón armado 2,5
Fibrocemento nuevo 0,05 – 0,10
Fibrocemento con años de servicio 0,60
Fuente: lozano-Rivas, William, A. (2012).
2.6.3. Pérdida de carga en canales
Para Evaluar la pérdida de carga en canales, se calcula con la expresión de Manning.
V =
(Rh)2/3
n
𝑆0.5
(2.27)
Donde:
Rh: radio hidráulico (m)
V: velocidad del fluido (m/s)
n: rugosidad de Manning
S: pendiente (m/m)
Rh=
𝐀𝐫𝐞𝐚 𝐝𝐞 𝐒𝐞𝐜𝐜𝐢𝐨𝐧
𝐏𝐞𝐫𝐢𝐦𝐞𝐭𝐫𝐨 𝐦𝐨𝐣𝐚𝐝𝐨
(2.28)
Perímetro mojado: (2 Alturas mojadas) + (ancho de la sección de la base del reactor)

36
2.6.4. Perdida de Carga en Boquillas u Orificios de descarga
Una boquilla u orificio de descarga es una abertura sumergida en la pared de un tanque,
o de un reactor. La pérdida de carga para esta descarga se determina en:
𝑄 = 𝐾 ∙ 𝐴 ∙ √2 ∙ g ∙ h (2.29)
Donde:
Q: caudal que pasa por la boquilla u orificio (m3
∗ 𝑠−1
)
K: constante (toma un valor medio de 0,60 a 0,64)
A: área del orificio (m2)
g: gravedad (9,81 m/s2)
h: pérdida de carga en el orificio
Tenemos algunos valores de (h):
h = 1 Conducto de proyección hacia adentro
h = 0,5 Orificio de borde cuadrado
h = 0,25 Entrada achaflanada
h = 0,5 Entrada redondeada
h = 0,04 Entrada bien redondeada
2.6.5. Perdida de carga por accesorios
Puede evaluarse mediante la siguiente formula:
ℎ = 𝐾
𝑉2
2g
(2.30)
Donde:
h: pérdida de carga localizada por accesorios (m)
K: constante de perdida de carga del accesorio (ver tablas)
V: velocidad del fluido (m/s)
g: gravedad (9,81 m/s2
)
Tabla 2.2. Valores de (k) para diferentes accesorios
Accesorio (K)
Contracción brusca 1,5
Ampliación gradual 0,3
Expansión brusca 0,5
Codo 45° 0,2
Codo 90° 0,4
Válvula de compuerta 0,2
Válvula de retención 2,5
Válvula Globo 10
Compuerta de un canal abierto 0,3
Unión 0,4
Entrada de borda 1,0

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