Universidad Nacional del Comahue Centro Regional Universitario Bariloche
SISTEMA DE LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN EN PUERTO MADRYN.
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Y OPCIONES PARA SU REUSO
Trabajo de Tesis para optar al Título de Doctor en Biología
Autor: Lic. Mauricio Faleschini
Director: Dr. José Luis Esteves
Co-Director: Dr. César Mario Rostagno
2012
Capítulo I INTRODUCCIÓN GENERAL INTRODUCCIÓN GENERAL INTRODUCCIÓN GENERAL INTRODUCCIÓN GENERAL
Históricamente y por razones de necesidades básicas, los seres humanos han asentado
sus poblaciones en lugares con acceso a agua dulce en las inmediaciones. Desde hace tiempo
es conocida la baja proporción de agua dulce disponible para consumo humano en relación a
la gran cantidad de agua existente sobre la Tierra que no se encuentra en condiciones de ser
consumida sin un tratamiento previo (agua salada, agua dulce contaminada, agua presente en
glaciares, agua de napas). El crecimiento de la población mundial ha ejercido una fuerte
presión sobre este recurso escaso, amenazándolo por varios frentes: incremento exponencial
de la demanda, competencia entre el consumo directo y el uso en la agricultura y en la
industria, procesos crecientes de contaminación como consecuencia del impacto antrópico,
afectando su calidad. En consecuencia, de este balance se desprende que, de no buscar
estrategias que mitiguen dichos procesos, con el paso del tiempo se acentuará la disminución
en la cantidad y calidad de las fuentes de agua dulce al mismo tiempo en que se incrementará
la demanda del recurso. Recientemente (año 2010), la Asamblea General de las Naciones
Unidas declaró el acceso al agua potable y al saneamiento como derechos humanos
esenciales. En el mismo texto, se realiza una recopilación estadística que plantea: “884
millones de personas carecen de acceso al agua potable, más de 2.600 millones de personas no
tienen acceso al saneamiento básico, cada año fallecen aproximadamente 1,5 millones de
niños menores de 5 años y se pierden 443 millones de días lectivos a consecuencia de
enfermedades relacionadas con el agua y la falta de saneamiento básico”.
En tiempos históricos, la preocupación y el llamado de atención estuvieron centrados
en los procesos de contaminación por la disposición de los desechos humanos, que
repercutieron negativamente para el común de la gente (diseminación de enfermedades de
transmisión hídrica). También, esta situación afectó directamente los cuerpos receptores, sin
embargo en aquellos tiempos no había señales de escasez del recurso. A continuación se
realiza una breve recopilación de la evolución histórica de las formas de disposición de
excretas.
I.1. Recolección y tratamiento del agua residual – Historia
La necesidad de eliminar los desechos de los hogares se ha originado desde el
momento en que los seres humanos comenzaron a organizarse, convivir en hogares y a formar
sociedades. Se han encontrado restos de sistemas de drenaje en varias sociedades antiguas:
Escocia (3200 a. C.), el Imperio Mesopotámico contaba con algunas casas conectadas a
sistemas de drenaje de tormentas para eliminar los desechos. En Babilonia utilizaban letrinas
conectadas con cañerías verticales que conducían los desechos a pozos ubicados por debajo de
las casas: constaba de un pozo con perforaciones para favorecer la infiltración en profundidad.
En base a los registros se considera a esta civilización como los primeros en utilizar arcilla
para moldear tuberías. En Pakistán (3000-2000 a. C.) existían baños sobre el lado de la calle
conectados a desagües callejeros – luego se utilizaba agua para arrastrar los líquidos hacia
pozos o ríos cercanos. En Creta (3000-100 a. C.) existían sistemas de drenaje con tuberías de
terra-cota; el Palacio Royal contaba con sistemas separados: agua residuales en letrina, por
cañerías hechas con terracota y una cisterna continua de agua de lluvia para eliminar los
desechos hacia el río Kairatos. En Egipto (2000-500 a. C.) algunas casas de nobles contaban
con baños con camas de arena que capturaban/contenían los desechos. En Atenas (300 a. C. –
500 d. C.) hay registros de cañerías que conducían agua de lluvia y desechos hacia una cuenca
colectora fuera del pueblo. Desde la cuenca el líquido era conducido hacia campos de
irrigación. Este constituye el primer registro de reuso de agua residual. Roma (800 a. C. – 300
d. C.) contaba con letrinas públicas; los desechos eran dispuestos en la calle. Reconocieron el
valor del agua, ya que era transportado desde distancias considerables, por lo que las aguas
residuales eran reutilizadas para transportar nuevos desechos generados. Como resumen se
puede nombrar como avances los primeros diseños de cañerías para el transporte de los
desechos, la necesidad de alejar los residuos de los domicilios, básicamente por los olores
generados, en un principio a la calle y en otros casos hacia cuerpos receptores, y más
evolucionados aún, los Griegos con las primeras experiencias de reuso con aguas negras.
Durante la Edad Media no fueron muchos los avances logrados en aspectos sanitarios
(llamada Edad oscura del Sanitarismo – años 450 a 1750). Los residuos siguieron siendo
dispuestos en la calle, lo que produjo grandes epidemias de enfermedades de transmisión
hídrica. París comenzó a construir desagües cubiertos. En Londres, los primeros sistemas de
alcantarillado fueron zanjas abiertas que recibían todo lo que arrojaban las personas y lo
conducían hacia el río Támesis. Comienzan a desarrollarse Organismos de Control de la
Contaminación (1670-EEUU) (Schladweiler, 2002; Juuti & Katko, 2005).
A partir de 1750, las frecuentes epidemias y el avance del conocimiento y el
entendimiento de los procesos de depuración, repercutieron en el desarrollo de la Ingeniería
Sanitaria como disciplina, una de las consecuencias fue el invento del inodoro con sistema de
descarga (siglo XVIII), el cual comenzó a expandirse en el siglo XIX y a mejorar las
condiciones sanitarias de la población, al minimizar el contacto con los desechos, pero
incrementó la dotación de agua necesaria para realizar la descarga (Zhang et al., 2007). En
aquellos momentos también comenzaron a expandirse los sistemas de transporte de los
desechos. A las mejoras en la colección y el transporte le siguió el incremento de la
contaminación sobre los cuerpos receptores (que en muchos casos eran la fuente de agua
potable), haciendo necesario el desarrollo de alguna forma de tratamiento previo a la
disposición final del líquido. La primera forma de tratamiento fue lo que se conoce como
“tratamiento en tierra”, proceso que ya había sido utilizado por los romanos e incluso en
tiempos prehistóricos. Consiste en la distribución de los desechos en campos de cultivo
(conocidos como granjas de aguas negras). Pero con el paso del tiempo comenzaron a
observarse efectos negativos (costo de la tierra – salud pública – alteración de los suelos) y
paulatinamente se abandonó la práctica. El primer tratamiento que se puede considerar
tecnológico fue el tratamiento químico, originado en París (1740), en el que se utilizaba
limo como precipitante. Entre 1850 y 1910 comenzó a masificarse su uso, pero contaba con
limitantes: solamente se removían los sólidos sedimentables y no los suspendidos; y se
producía una gran cantidad de barros difíciles de disponer. El desarrollo de los procesos
biológicos a principio del siglo XX, hizo que el tratamiento químico comenzara a perder
fuerza (Henze, 1997).
La sedimentación primaria empezó a utilizarse y los diseños evolucionaron desde el
tanque séptico hasta la aparición del tanque de Imhoff.
Para la misma época, a fines del siglo XIX comenzó a surgir lo que se puede
denominar como el primer tratamiento secundario, el cual reproducía artificialmente lo que
hasta ese momento se utilizaba como “tratamiento en tierra”. Constaba de distintas capas de
suelo y arcilla funcionando como “filtros artificiales”. Este principio se fue perfeccionando,
probando distintos materiales para hacer de sustento al filtro, llegando a la conclusión de que
la grava era el mejor medio y en 1890 se construye el primer filtro percolador .
En 1913 comenzaron ensayos de aireación de líquidos residuales, observando que
luego de la aireación, si se dejaba en reposo la solución se producía la sedimentación, dando
lugar al primer sistema de barros activados. Por medio de experimentación, los
investigadores encontraron que si tomaban los barros sedimentados y lo mezclaban
nuevamente con el líquido a tratar, se reducía considerablemente el tiempo necesario para
lograr un adecuado tratamiento. A partir de 1916 comenzaron a construirse gran cantidad de
este tipo de planta de tratamiento en el mundo (en realidad, en sus inicios los países
desarrollados eran los que podían hacer frente a los costos).
A partir de aquí, la evolución en el tratamiento del agua residual comenzó a
direccionarse y perfeccionarse en dos sentidos:
� lograr un líquido apto para un reuso seguro (desarrollo de sistemas de
tratamiento que maximicen la remoción natural de organismos patógenos:
LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN - y el desarrollo de SISTEMAS DE
DESINFECCIÓN ). Las lagunas además de cumplir este objetivo, han tenido
la ventaja comparativa de estar al alcance económico de países en desarrollo.
� minimizar los procesos de eutrofización, ya que a pesar de los avances en los
tratamientos (fundamentalmente en la remoción de materia orgánica) se
mantenían los efectos negativos en los cuerpos receptores por la elevada carga
de nutrientes, surge una nueva etapa: TRATAMIENTO TERCIARIO ,
enfocado en la remoción de nutrientes, fundamentalmente el nitrógeno a través
de la denitrificación y el fósforo por medio de precipitación química.
También surgieron otras tecnologías de tratamiento: humedales artificiales-wetlands
(ecosistemas artificiales, dominados por macrófitas que además de participar directamente en
el tratamiento sirven de sustrato para el desarrollo de microorganismos, encargados de la
degradación de la materia orgánica), sistemas de membrana (se basan en la filtración a alta
presión del agua residual) y reactores anaeróbicos (el flujo es tubular y ascendente, los
microorganismos se agrupan formando gránulos. Por la densidad de los flóculos no son
susceptibles de ser lavados, el sistema se caracteriza por la importante producción de biogas).
I.2. Lagunas de estabilización – Definición e Historia
El sistema de tratamiento mediante lagunas de estabilización (LdE) se basa en el
concepto de autodepuración de un cuerpo receptor, pero en este caso el cuerpo receptor es
artificial y es diseñado y construido por el hombre. Allí el agua residual va a estar alojada por
un determinado tiempo, expuesta a los microorganismos presentes en el líquido crudo
(bacterias) y a los que desarrollan en su interior (fitoplancton), entre los cuales se establece
una relación simbiótica (Beran & Kargi, 2005). El otro factor importante es el climático
(radiación solar, temperatura y viento), que contribuyen al tratamiento.
La utilización informal de lo que se puede denominar una laguna de estabilización
para el tratamiento de efluentes líquidos se remonta a principios del siglo XX, pero se
utilizaban lagunas naturales como cuerpos receptores o se aprovechaban depresiones en el
terreno. La primer laguna de estabilización diseñada para el tratamiento de aguas residuales
data de 1948 (Dakota del Norte-EEUU) y a partir de allí comenzó su propagación en América
(en la mayoría de los casos su implementación se debió a ventajas económicas) (Figura I.1) y
en el mundo. Comenzaron a surgir estudios científicos y datos de campo sobre el
funcionamiento de lagunas. En 1962, EEUU contaba con 1647 lagunas funcionando y se
registraban lagunas en: Australia, Nueva Zelanda, Israel, Brasil, Sudáfrica, India y Canadá.
De acuerdo a datos recientes, en Estados Unidos hay más de 7000 sistemas lagunares, en
Alemania más de 3000 y en Francia más de 2500 (Abis, 2002).
I.2.1. Ventajas y desventajas de la utilización de lagunas de estabilización
Ventajas: 1) Representan la menor inversión económica en construcción, operación y
mantenimiento.
2) No utilizan energía eléctrica durante el proceso, a diferencia de los
procesos convencionales (barros activados, lechos percoladores, etc.). En países en desarrollo,
al no contar con recursos suficientes para la operación y el mantenimiento en el tiempo, se
han observado una gran cantidad de fracasos de estos sistemas convencionales.
3) Presentan (con un diseño adecuado) las más altas remociones de
organismos patógenos y de materia orgánica; logrando efluentes aptos para un reuso
sanitariamente seguro, con sus ventajas asociadas (producción de alimentos, ahorro de agua
potable, prevención de contaminación).
Figura I.1. Evolución de la utilización de lagunas de estabilización en América Fuente: Talboys, 1971; Victoretti, 1974; Saenz, 1975; Vitko, 1985
Desventajas: 1) Elevado requerimiento de superficie para su implementación, lo que
lleva asociado a que ciudades sin disponibilidad de tierras o con alto costo vean limitada la
posibilidad de su implementación. Sin embargo, existen casos en ciudades de más de 1 millón
de habitantes que las han implementado, como por ejemplo en la ciudad de Mendoza
(Anzorena, 2001).
2) Presencia de materia orgánica fitoplanctónica y nutrientes en el
liquido tratado. Representa un aspecto negativo si el líquido tratado va a ser vertido a un
cuerpo receptor.
El tratamiento mediante lagunas de estabilización es mucho más sustentable que los
sistemas de tratamiento electromecánicos, pero no todos pueden utilizar estos sistemas (por
ejemplo, grandes ciudades), pero deberían ser utilizadas siempre en todos los lugares que
reúnen las condiciones adecuadas (Mara, 2003). Es decir, que toda comunidad que cuente
con las condiciones requeridas para su diseño (básicamente superficie necesaria y, en menor
medida, condiciones ambientales) debería utilizar lagunas de estabilización para tratar sus
desechos, o como mínimo, debería estar presente esta opción en el momento de la elección del
tipo de tratamiento.
I.2.2. Factores ambientales que influyen en el funcionamiento de una LdE
Representan el conjunto de factores que no son controlados por el hombre y que
condicionan las características de diseño: temperatura – viento – radiación solar.
a. Temperatura: la estabilización de la materia orgánica dentro de una laguna de
estabilización se consigue por medio de procesos físicos, químicos y
biológicos que en gran medida están influenciados por la temperatura. La tasa
fotosintética y los metabolismos microbianos se incrementan con el aumento
de la temperatura. Existen varios modelos que utilizan la temperatura promedio
del mes más frío para el diseño.
b. Viento: es un factor importante en la reaireación superficial y en la mezcla del
líquido para maximizar los beneficios. Se ha recomendado que las lagunas
deben ser construidas de manera que la dirección del viento sea perpendicular a
la dirección de avance del líquido.
c. Radiación solar: es un factor importante que repercute directamente sobre la
tasa fotosintética del sistema y sobre la eficiencia de remoción bacteriana.
I.3. Tipos de lagunas de estabilización
Las lagunas de estabilización se clasifican en: anaerobias – facultativas – de
maduración. Esta diferenciación se origina en la concentración de oxígeno disuelto en la
columna de agua y se obtiene a través del diseño diferencial de cada una de ellas (Tabla I.1).
Cada sistema posee características particulares y presentan procesos metabólicos específicos.
Tabla I.1. Características de diseño de los distintos tipos de laguna (TRH: tiempo de retención hidráulico)
I.3.1. Lagunas Anaerobias
La combinación de líquidos residuales con elevada carga orgánica y una profundidad
superior a los 2 metros da como resultado:
a. un rápido consumo del poco oxígeno disuelto que pudiese estar presente
b. formación de una costra superficial que minimiza el ingreso de la luz solar
c. desarrollo de organismos que toleran estas condiciones (bacterias anaeróbicas
y hongos, principalmente)
d. impedimento del desarrollo de organismos que no toleran dichas condiciones
(bacterias aerobias o facultativas y fitoplancton).
Su funcionamiento es el de un digestor anaeróbico, llevándose a cabo las reacciones
que se detallan a continuación (Figura I.2).
I.3.2. Lagunas Facultativas
Un esquema general de una laguna facultativa se observa en la Figura I.3, y un detalle
de su funcionamiento en la Figura I.4. Las lagunas de este tipo pueden ser primarias (reciben
líquido crudo, con un tratamiento primario previo) o secundarias (reciben líquido tratado
previamente). Lo habitual es que el tratamiento previo haya sido en un tanque séptico o en
una laguna anaerobia, aunque recientemente se han estudiado sistemas acoplados con barros
activados (Shipin et al., 1998).
Figura I.3. Esquema general de una laguna facultativa
Figura I.2. Caracterización de los metabolismos anaerobios en el tratamiento del agua residual
Como se comentó anteriormente, una laguna facultativa comprende las dos vías
metabólicas: anaerobia en el estrato más profundo (visto en la sección I.3.1) y aerobia, cuyos
procesos de remoción de materia orgánica se observan en la Figura I.5. La oxidación
biológica aerobia es la transformación, mediada por bacterias aerobias y con el oxígeno
disuelto actuando como aceptor final de electrones, de la materia orgánica a formas
inorgánicas, en un proceso también denominado mineralización.
Figura I.5. Esquema de la conversión de la materia orgánica a su forma inorgánica
Figura I.4. Resumen de las reacciones metabólicas dentro de una laguna facultativa
El oxígeno disuelto requerido por las bacterias heterotróficas aerobias proviene
principalmente de la fotosíntesis algal y de la reaireación superficial, mediada por el viento
(Gu & Stefan, 1995). La Ecuación I.1 describe la fotosíntesis fitoplanctónica (Oswald, 1988),
donde una importante proporción de los nutrientes inorgánicos que necesita el fitoplancton
son el resultado de la degradación aeróbica de la materia orgánica, por parte de las bacterias.
Por lo tanto, el tratamiento en la capa aerobia resulta de la relación simbiótica que se establece
entre las bacterias aerobias y el fitoplancton.
Ec. I.1
Comparación de los procesos aerobios y anaerobios
Al comparar ambos procesos debemos tener en cuenta la energía obtenida por la
transferencia de electrones (Ecuaciones I.2 y I.3). Se observa que la oxidación de un mol de
glucosa (180 gramos) produce 2872 kJ de energía mediante un metabolismo aerobio, mientras
que se obtienen 142 kJ con uno anaerobio (el material orgánico no se oxida en su totalidad,
quedando parte de la energía incorporada en el material orgánico sintetizado (metano)).
kJOHCOOOHC 2872666 2226126 ++→+ Aerobio Ec. I.2
kJCHCOOHC 14233 426126 ++→ Anaerobio Ec. I.3
Suponiendo que el 50% de esta energía es utilizada para la síntesis de nuevas células y
que para producir 1 g de biomasa celular se necesitan 20,9 kJ de energía, tomando como dato
que 1 g de glucosa produce 15,9 kJ (aerobio) y 0,80 kJ (anaerobio), se llega a las siguientes
tasas de producción de biomasa:
Metabolismo aerobio 0,38 g biomasa celular / g de glucosa
Metabolismo anaerobio 0,019 g biomasa celular / g de glucosa
La producción de biomasa en el metabolismo anaerobio es 20 veces menor que en el
aerobio, lo que limita el tamaño de las poblaciones bacterianas, y como consecuencia los
procesos de degradación resultan más lentos.
I.3.3. Lagunas de Maduración
Las lagunas de maduración siempre son precedidas por otro tipo de laguna
(Facultativa + Maduración ó Anaeróbica + Facultativa + Maduración).
Luz solar
+−+ ++++→+++ HOHOPNOHCHPONHOHCO 1417111816236106 2216451811062
4422
También conocidas como lagunas aeróbicas, tienen la particularidad de que el oxígeno
disuelto está presente en toda la columna de agua. Esto se logra con profundidades de hasta 1
metro, lo cual permite la penetración de la luz solar y el desarrollo de fitoplancton en toda la
columna, predominando las reacciones del metabolismo aerobio.
El principal objetivo de este tipo de lagunas es la remoción de organismos patógenos
(principalmente bacterias). Los mecanismos que posibilitan el incremento de la remoción son
varios:
• mayor exposición a la acción desinfectante de la radiación UV, por la escasa
profundidad
• sedimentación
• disminución de la materia orgánica susceptible de ser oxidada
• disminución de los nutrientes disponibles
• altos valores de pH
• predadores
• presencia de toxinas y sustancias antibióticas producidas por otros organismos
• mortalidad natural
I.4. Detalle de los procesos principales en una laguna de estabilización I.4.1. Remoción de materia orgánica
Uno de los objetivos primordiales en el tratamiento de efluentes urbanos es la
disminución de la materia orgánica degradable presente en un líquido cloacal crudo. Un punto
controversial en los sistemas de lagunas de estabilización es que su correcto funcionamiento
implica la producción en cantidad de materia orgánica fitoplanctónica, lo cual puede
enmascarar un buen funcionamiento, existiendo casos en los que la materia orgánica total de
un líquido tratado supera al líquido crudo. Es por esto que muchos de los diseños contemplan
las mediciones en el líquido tratado de la DBO5 soluble (también llamada filtrada) como un
indicador de la remoción efectiva de materia orgánica, la cual se calcula en el líquido que
atraviesa un filtro de fibra de vidrio, el cual retiene al fitoplancton.
I.4.2. Dinámica del nitrógeno
El nitrógeno, junto con el carbono, el oxígeno y el hidrógeno, son esenciales para la
vida. Es materia prima para la síntesis de moléculas orgánicas, como: aminoácidos, proteínas,
ácidos nucleicos, etc. Las formas inorgánicas del nitrógeno son claves en el desarrollo de
productores primarios, tanto terrestres como acuáticos.
Un agua residual cruda presenta las formas de nitrógeno reducidas (nitrógeno
orgánico y amonio), originado en la ausencia o baja concentración de oxígeno disuelto.
En la Figura I.6 se observan los procesos de remoción y/o transformación del
nitrógeno que han sido descriptos dentro de lagunas de estabilización facultativas. Se han
descripto tres procesos que tienen como resultado la remoción total del nitrógeno, ya que
tienen como producto final formas gaseosas del nitrógeno que escapan a la atmósfera: la
volatilización del amoníaco (NH3), el denominado ANAMMOX (por Anaerobic Ammonium
Oxidation) y la denitrificación (N2). Procesos de gran importancia y que han sido
profundamente estudiados con el objetivo de maximizar la remoción de nitrógeno y, de este
modo, minimizar la descarga de nitrógeno en aquellos sitios donde el líquido residual tratado
es vertido a cuerpos receptores. Los otros procesos descriptos producen la trasformación del
nitrógeno, acumulándolo en el sedimento o permaneciendo en la columna de agua, ya sea en
forma orgánica (proveniente del líquido crudo o formando parte del fitoplancton) o inorgánica
(amonio – nitrito – nitrato).
I.4.2.a. Volatilización del amonio
El amonio puede encontrarse en dos formas: la forma disuelta ionizada (NH4+) y la
forma no ionizada gaseosa (NH3) que escapa del medio líquido. La forma predominante esta
directamente relacionado al pH y en menor medida a la temperatura que regula la constante de
disociación (Kb). Existe un equilibrio dinámico entre el amonio y el amoníaco, que puede ser
representado por la siguiente ecuación (Ecuación I.8): la relación de y el porcentaje de
amoníaco libre en solución acuosa (Ecuación I.11) se muestran a continuación.
Ec. I.8
La constante de disociación Kb (Ecuación I.9):
Ec. I.9
−+ +↔+ OHNHOHNH 423
[ ] [ ][ ]3
4
NH
OHxNHKb
−+
=
Figura I.6. Procesos de remoción/transformación del nitrógeno en una laguna facultativa
La constante de disociación se relaciona con la temperatura (Ecuación I.10):
Ec. I.10
Mientras que el porcentaje de amoníaco libre en solución acuosa puede calcularse de acuerdo
a la ecuación I.11:
Ec. I.11
La Figura I.7 muestra la resolución de las ecuaciones, simulando temperaturas de 5,
10, 15, 20 y 25ºC; y valores de pH de 7, 8, 9, 10 y 11. Con valores de pH por debajo de 9, el
máximo porcentaje de la forma no ionizada que se puede encontrar es del 3,4% (a 25ºC). A
partir de pH 9 empiezan a observarse proporciones importantes de amoníaco, llegando a
valores máximos del 97% (a 25ºC y pH igual a 11). La temperatura tiene una influencia
máxima con valores de pH de 10; a 5°C, la forma libre del N es algo superior a 40%, mientras
que a 25°C el amoníaco se encuentra con valores algo menores del 80%. Para otros valores de
pH, la influencia de la temperatura es menor, con una mínima variación en la proporción de
amoníaco entre los extremos de temperaturas analizadas (5 y 25ºC). En algunos sistemas de
lagunas de estabilización (principalmente en zonas tropicales) se han registrado valores de pH
superiores a 10, originado en lagunas con una muy elevada productividad de fitoplancton
(generalmente ocurre en lagunas de maduración pero también se han registrado en lagunas
facultativas). La gran densidad de microalgas que se desarrollan en estos sistemas (altas tasas
fotosintéticas), consumen dióxido de carbono del medio líquido (que se encuentra
principalmente en la forma de carbonato y bicarbonato) y como consecuencia se liberan
oxhidrilos que incrementan el pH.
TpKb +
+=2,273
92,272909018,0
)(3 101
100% pHpKb
NH −+=
I.4.2.b. Nitrificación
Este proceso se lleva a cabo en dos pasos, catalizado por dos géneros de
microorganismos nitrificantes. El primer paso (oxidación de amonio a nitrito) puede ser
catalizado por bacterias de los siguientes géneros: Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosocyctis,
Nitrosoglea, Nitrosovibrio y Nitrosococcus. El segundo paso (la oxidación del nitrito a
nitrato) la realizan los géneros Nitrobacter, Nitrospira y Nitrococcus. Estos géneros de
bacterias son aerobios y quimioautótrofos (la energía de la oxidación del nitrógeno inorgánico
es utilizada para asimilar el CO2). Es un proceso que depende de la temperatura (óptima en el
rango de 25 a 35ºC, aunque se ha registrado entre 5 y 45ºC), del pH (óptimo en el rango de 7
a 8ºC) y por el oxígeno disuelto (una nitrificación eficiente requiere, como mínimo, 2 mg/L)
(Metcalf & Eddy, 1996). La nitrificación completa de 1 gramo de amonio consume 4,57
gramos de oxígeno disuelto.
I.4.2.c. ANAMMOX (Anaerobic Ammonium Oxidation)
Por mucho tiempo, se pensó que la oxidación de amonio solamente tenía lugar
aeróbicamente. Sin embargo, Mulder (1995) descubrió el proceso denominado ANAMMOX
(ANaerobic AMM onium OXidation process) surgió como una nueva y prometedora
alternativa a los procesos convencionales de eliminación de nitrógeno. En el proceso
anammox, bacterias tipo Planctomycete combinan amonio y nitrito (como aceptor de
electrones) transformándolos directamente en nitrógeno gaseoso (N2), en condiciones
Figura I.7. Proporción de amoníaco en el agua de acuerdo al pH y en función de distintas temperaturas
anóxicas y sin emitir óxido nitroso. El proceso es autotrófico, por lo que no es necesario
adicionar materia orgánica (Ecuación I.12).
Ec. I.12
Basado en análisis filogenéticos, el primer organismo anammox descubierto
profundamente emparentado al filum Planctomycetes, fue llamado Candidatus “Brocadia
anammoxidans” (Kuenen & Jetten, 2001). Actualmente han sido identificados Candidatus
“Kuenenia stuttgartiensis”, Candidatus “Scalindua sorokinii”, Candidatus “Scalindua
brodae”, Candidatus “Scalindua wagneri” & KSU-1. Sus secuencias 16S rRNA han sido
determinadas (Schmid et al., 2000; Schmid et al., 2003; Kuypers et al., 2003; Fujii et al.,
2002).
Este proceso tiene una temperatura óptima de 40 ± 3º C, entre 20 y 37ºC la actividad
depende de la temperatura de acuerdo a la Ley de Arrhenius y a temperaturas por debajo de
los 10ºC y ante la presencia de oxígeno disuelto la actividad anammox es inhibida (Van de
Graaf et al. 1996).
Este proceso permitiría, por lo tanto, minimizar el impacto ambiental en varios
aspectos: la protección de la capa de ozono mediante la disminución de la emisión de óxidos
de nitrógeno, la disminución del efecto invernadero al reducirse la energía necesaria para el
proceso, la reducción en el consumo de materia prima (materia orgánica que se adiciona
externamente, como etanol o ácido acético para favorecer los procesos de denitrificación) y la
reducción de productos secundarios, debido a la menor producción de lodos. Asimismo esto
redundaría en una disminución de los costos del proceso.
I.4.2.d. Denitrificación
Es un proceso por el cual el nitrato es reducido a través de una cadena respiratoria, por
medio de procesos disimilativos, obteniendo como producto final nitrógeno gaseoso, que se
pierde hacia la atmósfera. Oxido nítrico y oxido nitroso son productos intermedios, que se
presentan en bajas concentraciones, a menos que exista una presencia de oxígeno disuelto
esporádica, lo que impide la reducción total y, en consecuencia, se liberan estas formas
gaseosas intermedias hacia la atmósfera (Schmidt et al., 2003). Sólo algunos organismos
denitrificantes son estrictamente anaerobios (ej. Propionibacterium), mientras que la gran
mayoría son facultativos, lo que significa que utilizan preferentemente oxígeno disuelto para
respirar pero conservan los mecanismos enzimáticos necesarios para la respiración anaerobia
ante la falta de oxígeno. Entre otros géneros podemos mencionar: Achromobacter,
OHNONNONH 23224 226,002,132,1 ++→+ −−+
Alcaligenes, Bacillus, Micrococcus, Pseudomonas y Thiobacillus (Mara, 2004; Craggs,
2005).
La denitrificación heterotrófica en consorcios está en gran medida determinada por la
relación entre el compuesto orgánico donador de electrones y el nitrato (relación C/N). De
acuerdo a la literatura, se obtiene un proceso denitrificante óptimo cuando la relación es
estequiométrica (Cervantes et al., 2001). Aunque depende del donador de electrones, se puede
considerar que con una relación C/N menor a 5, pero superior a la relación estequiométrica, el
proceso denitrificante se lleva a cabo sin limitación; con una relación entre 5 y 21,3 se lleva a
cabo tanto la denitrificación como la producción de metano. A mayores relaciones de C/N, se
produce metano sin llevarse a cabo la denitrificación. Lo anterior se debe a que el proceso
denitrificante disminuye y comienza a incorporarse la amonificación, siendo el proceso
dominante a relaciones C/N mayores a 51 (Rustrian et al., 1997).
Este proceso requiere una fuente de carbono y es generador de alcalinidad (CaCO3).
En cuanto al balance teórico, para la denitrificación de 1 gramo de nitrato se consumen 2,47
gramos de metanol como fuente de carbono (representa 3,67 g de DBO), y se producen 0,45 g
de biomasa y 3,57 g de alcalinidad (Ahn, 2006).
I.4.2.e. Incorporación de nitrógeno por parte del fitoplancton
El fitoplancton incorpora de manera preferencial la forma más reducida del nitrógeno
inorgánico (amonio), por sobre la forma más oxidada (nitrato) (Green et al., 1996). Sin
embargo, otros estudios han registrado que algunas especies de fitoplancton pueden
incorporar indistintamente estas dos formas inorgánicas de nitrógeno (Cohen & Fong, 2004).
Este proceso implica: i) transporte desde el agua a través de la membrana celular; ii)
asimilación en compuestos orgánicos (aminoácidos); iii) síntesis de macromoléculas y
proteínas. Varios estudios han postulado a este proceso como uno de los principales en la
remoción del nitrógeno en lagunas facultativas (entre ellos, Santos & Olivera, 1987).
I.4.2.f. Amonificación
Es un proceso por el cual se produce la descomposición del nitrógeno orgánico,
generando como producto final amonio, mediado por la acción de bacterias heterótrofas
facultativas, tanto aerobias como anaerobias. La Ecuación I.12 representa la reacción mediada
por la enzima glutamato dehidrogenasa.
( ) NADHNHCOOHCOCHHOOCOHCOOHCHNHCHHOOCNAD ++→++ 3222222 ..).(... Ec. I.12
El amonio puede ser también liberado de la estructura de aminoácidos por una
reacción hidrolítica catalizada por enzimas deaminasas o de la estructura de amidas por
enzimas deamidasas.
I.4.3. Remoción de organismos patógenos
El agua residual contiene, además de los desechos orgánicos e inorgánicos, gran
cantidad de microorganismos que tienen a los seres humanos como sus portadores. Entre estos
organismos podemos mencionar: bacterias – parásitos – virus – protozoos – hongos.
Algunos de estos organismos son causantes de enfermedades de transmisión hídrica
(cólera, diarrea, disentería, fiebre tifoidea, entre otras). Un recuento de los patógenos y las
enfermedades que transmiten fue realizado por Crites & Tchobanoglous (1998) y se
reproduce en la Tabla I.5.
Tabla I.5. Patógenos que pueden estar presentes en el agua residual
I.4.3.a. Factores que participan en la remoción de patógenos en el tratamiento de aguas residuales
Dentro de una planta de tratamiento existen factores que producen una disminución en
el número de organismos a medida que el tratamiento avanza. Las lagunas de estabilización
poseen mayores ventajas comparativas en los procesos de remoción, respecto a otros sistemas
de tratamiento.
Los factores que actúan en la remoción de los organismos patógenos, se pueden
clasificar en: FÍSICOS – QUÍMICOS – BIOLÓGICOS.
a) Factores físicos
El factor físico se puede subdividir en procesos de sedimentación y en factores
ambientales, como la temperatura y la radiación solar.
• Adhesión – Sedimentación
Varios grupos bacterianos producen polímeros que les permiten fijarse a sólidos en
suspensión. Ofrecen un sitio rico en nutrientes donde llevan a cabo su metabolismo, al mismo
tiempo se produce un incremento en su biomasa y en consecuencia aumenta su tasa de
sedimentación, sedimentando en el fondo de la laguna (Wilkinson et al., 1994). Dos
condiciones que afectan la tasa de sedimentación son la estratificación térmica y el flujo
turbulento producido por el viento.
En el caso de los huevos de parásitos presentas en el agua residual, la sedimentación
actúa directamente ya que son más densos que el agua. El diseño del sistema debe ser tal, de
manera que el tiempo de residencia sea el adecuado para asegurar que los huevos de parásitos
presentes en el agua residual cruda pasen a formar parte de los barros y no permanezcan en la
columna de agua al llegar a la salida de la planta de tratamiento. Se conoce que con un tiempo
de estadía de 5,5 días se debería lograr la remoción total (Yañez, 1980).
• Temperatura
La temperatura regula la actividad de bacteriana: la tasa de crecimiento bacteriano
puede duplicarse con un aumento de 10º C (en este caso se conoce como Q10=2), hasta
alcanzar la temperatura óptima (Metcalf & Eddy, 1996). Si bien varios estudios han reportado
un incremento en la remoción de bacterias a mayores temperaturas (Pearson et al., 1987a,b),
trabajos recientes han postulado que el efecto no sería directo, sino que el incremento de la
temperatura desencadenaría procesos que sí afectan la remoción (mayor tasa fotosintética, lo
que resulta en un mayor pH y oxígeno disuelto). Mara & Pearson (1986) han observado que
las más altas eficiencias en remoción de bacterias se encontraron en lagunas de maduración
comparado con lagunas anaeróbicas o facultativas, operando a la misma temperatura.
• Radiación solar
La luz solar tiene un efecto letal sobre la supervivencia de las bacterias, observándose
una relación proporcional a la intensidad de la radiación (Polprasert et al., 1983; Curtis et al.,
1992). El efecto radica en la acción de los rayos ultravioleta (Moeller & Calkkins, 1980;
Curtis et al., 1994) y se han descripto 3 mecanismos:
1. el primero está directamente relacionado con la absorción de UV-B por el ADN,
como consecuencia se sintetiza pirimidina como sub-producto, la cual actúa
limitando el crecimiento y por último provocando la muerte.
2. el segundo mecanismo involucra un efecto indirecto de la luz solar, la cual es
absorbida por moléculas sensibilizadoras que entran en un estado de excitación
capaz de producir daño celular. En presencia de oxígeno disuelto, se forman
especies reactivas: superóxidos, peróxidos de hidrógeno y radicales de oxhidrilos.
Actúan dañando la membrana celular.
3. el tercer mecanismo ocurre por el daño foto-oxidativo de moléculas
fotosensibilizadoras exógenas.
b) Factores químicos
• pH
El rango de valores óptimo para el crecimiento bacteriano se encuentra entre 6,5 y 7,5.
Varios trabajos han encontrado que a pH superiores a 9 se incrementa la mortalidad de
organismos patógenos (Pearson et al., 1987b; Curtis et al., 1992; Awuah et al., 2003). Valores
altos de pH actuarían permitiendo una mayor penetración de los rayos solares hacia el interior
de las células (Curtis et al., 1994).
• Oxígeno disuelto
Existen estudios que han demostrado cómo la aireación aumenta las tasas de
mortalidad de coliformes fecales, poliovirus, bacteriófagos y virus (Klock, 1971; Marais,
1974; Kaneko, 1997).
c) Factores biológicos
• Poblaciones bacterianas
Se han registrado procesos de competencia entre distintas poblaciones bacterianas, en
especial por la disponibilidad de nutrientes (Mitchell, 1992). En aguas residuales con elevadas
concentraciones de materia orgánica (mayor disponibilidad de nutrientes) han obtenido
menores tasas de decaimiento (Legendre et al., 1984).
• Predación por protozoos
Los protozoos son importantes reguladores de poblaciones de microorganismos, ya
que predan sobre: bacterias, hongos, algas y otros protozoos.
• Efectos del fitoplancton
Se ha registrado que las tasas de decaimiento bacteriano se incrementan en presencia
de fitoplancton, lo que se ha relacionado a la capacidad de producir toxinas y sustancias
antibióticas por ciertas especies de algas (Mayo & Noike, 1996).
Todos estos factores están directamente relacionados con el tiempo de residencia
hidráulico (TRH) , factor que se encuentra en manos de la Ingeniería al momento de diseñar
la planta de tratamiento. Asegurar un correcto tiempo de residencia, implica maximizar el
tiempo en el cual los organismos patógenos estarán expuestos a los factores antes
mencionados, logrando que en el líquido tratado se minimice su presencia.
Capítulo V FACTIBILIDAD Y FACTIBILIDAD Y FACTIBILIDAD Y FACTIBILIDAD Y
EXPERIENCIA DEEXPERIENCIA DEEXPERIENCIA DEEXPERIENCIA DE REUSO DE REUSO DE REUSO DE REUSO DELLLL
AGUA TRATADA EN EL AGUA TRATADA EN EL AGUA TRATADA EN EL AGUA TRATADA EN EL
SISTEMA DE LAGUNAS SISTEMA DE LAGUNAS SISTEMA DE LAGUNAS SISTEMA DE LAGUNAS
AIREADAS DE PUERTO AIREADAS DE PUERTO AIREADAS DE PUERTO AIREADAS DE PUERTO
MADRYNMADRYNMADRYNMADRYN
V.1. INTRODUCCIÓNV.1. INTRODUCCIÓNV.1. INTRODUCCIÓNV.1. INTRODUCCIÓN
V.1.1. Disponibilidad y usos del agua dulce
A medida que se actualizan datos de disponibilidad de agua dulce, cada vez son más
los países que sufren de estrés hídrico por la escasez de agua. Sólo el 1% del agua presente
en el mundo se encuentra en la forma de agua dulce en estado líquido (y de ésta el 98% se
encuentra confinada en acuíferos) (Bouwer, 2000). Si se analiza la disponibilidad de agua
dulce a nivel mundial, se calcula que se podrían suministrar 7000 m3 por persona por año
de este vital elemento a todos los habitantes del planeta sin déficit alguno (Shiklomanov,
2000). Sin embargo, debido a que tanto el agua como la densidad poblacional se
distribuyen de manera irregular, existen zonas donde el agua se presenta en cantidades por
demás elevadas y otras regiones donde la disponibilidad anual de agua es escasa (Qadir et
al., 2007). Se calcula que la demanda excede a la oferta en un 40% de la población mundial
(Bennett, 2000) y de acuerdo a proyecciones realizadas por Cosgrove & Rijsberman (2000)
en el año 2025 el porcentaje se incrementará a un 60% de la población (continuando con las
prácticas y políticas actuales). Anticipándose en el tiempo, ya en 1958 el Concejo
Económico y Social de las Naciones Unidas recomendaba que “A menos de que existan
grandes excedentes, nada del agua de la más alta calidad (potable) debería ser utilizada en
actividades que toleren un nivel de menor calidad” (United Nations, 1958)
La presión por la mayor producción de alimentos ha acentuado la competencia entre
el uso de agua para producción agrícola y para consumo domiciliario. El uso de agua en
riego agrario representa el mayor uso de agua dulce, con aproximadamente el 75% del
consumo mundial y en algunos países alcanza el 90% del agua disponible (Valencia, 1998;
FAO, 2003, 2005). Esta situación ha creado una sobreexplotación sobre las fuentes de agua
dulce y sumado a la tendencia de incremento poblacional, cada vez será necesario más agua
para consumo personal y más para cultivar y producir mayor cantidad de alimentos de
acuerdo a la demanda.
El incremento en la presión sobre las fuentes de agua dulce hará necesario conservar
la calidad y utilizar de manera más eficiente las fuentes de agua convencionales (ríos, lagos,
reservorios y acuíferos) y generar estrategias para tratar de mitigar y anticiparnos a futuras
crisis de agua dulce, como la utilización racional del agua dulce de mayor calidad (potable)
destinada preferentemente al consumo humano y agua de fuentes no convencionales para
usos que no requieren agua potable, como ser el riego (Lazarova & Bahri, 2005; Qadir et
al., 2007; Asano et al., 2007).
Dentro de las fuentes no convencionales se encuentran: desalinización de agua de
mar – recolección de agua de lluvia – colección, tratamiento y reuso de aguas residuales –
extracción de agua de napas – aprovechamiento del drenaje del agua utilizada en
agricultura. Estas fuentes no convencionales tienen el potencial de aumentar la cantidad de
agua disponible y de este modo, achicar la brecha entre la demanda de agua y su
disponibilidad en regiones con escasez de este recurso (Oron et al., 2007).
De las fuentes de agua no convencionales, el tratamiento y reuso de aguas residuales
es la estrategia más utilizada hasta el momento (U.S. EPA, 1992). Dependiendo de la
disponibilidad de agua potable y de los hábitos y educación en el uso responsable del agua
potable en una comunidad, variará la cantidad de agua residual que genere una persona. El
rango de producción de agua residual por persona se ha estimado entre 30 – 90 m3/año
(Qadir et al., 2007).
V.1.2. Reuso del agua residual
La disposición final de los residuos líquidos en riego es practicada desde hace
mucho tiempo y en todos los continentes. Existen registros de “granjas de aguas cloacales
crudas” en Inglaterra (1865), Estados Unidos (1871), Francia (1872), Alemania (1876),
India (1877), Australia (1893) y México (1904). El objetivo principal de dicha práctica era
encontrar una alternativa a la disposición final de las aguas residuales en cuerpos receptores
que para esos momentos presentaban serios impactos por la contaminación. En todos los
casos se utilizaba agua residual cruda, si bien se obtuvieron resultados positivos en lo que
respecta a la prevención de la contaminación de los cuerpos receptores, esto contrastó con
la diseminación de enfermedades de transmisión hídrica en la población. Desde hace
tiempo se considera al tratamiento previo del agua residual como una necesidad ineludible
previo a su reuso, de allí que en la actualidad se considera al reuso o reciclado como el uso
efectivo del agua que ha sido tratada luego de haber tenido un uso inicial (Oron, 2003).
A medida que el agua dulce se torne más escasa, se incrementará la necesidad de
otorgarle un uso extra al agua tratada. De este modo, la reutilización de líquido tratado ha
emergido como una solución efectiva, tanto técnica como económicamente para la
disposición final de los residuos líquidos tratados y para el ahorro de fuentes de agua de
mayor calidad (Darwish et al., 1999; Janosova et al., 2006; Lopez et al., 2006; Pescod,
1992; Al Salem, 1996; Yadav et al., 2002; da Fonseca et al., 2007a).
Las opciones de reuso para el agua tratada y que ya se han puesto en práctica tanto
en zonas urbanas como peri-urbanas involucran:
• riego en actividades agrícolas, floricultura y forestales
• riego de parques, campos de deporte y espacios verdes
• recarga de acuíferos, de humedales, de refugios para la vida silvestre, y de
lagos y lagunas urbanos
• uso industrial (como agua de enfriamiento, vapor de agua en la generación de
energía eléctrica y en el procesamiento de materiales)
• acuicultura
• otros usos (protección de incendios, en aires acondicionados, control del polvo
en suspensión, descarga de inodoros)
De todas estas prácticas, la reutilización en riego productivo es la que mayor
difusión ha tenido hasta el momento (Asano & Levine, 1996). Entre los beneficios de
utilizar este recurso correctamente tratado podemos mencionar (Quin, 1978; Feigin et al.,
1991; Pescod, 1992; Al Salem, 1996; Biswas et al., 1999; Yadav et al., 2002):
- se reduce la descarga de este líquido en el ambiente (reduciendo la contaminación,
siendo todavía más significativo si el cuerpo receptor es fuente de agua potable para otras
localidades)
- se logra un ahorro efectivo de agua potable en usos que pueden tolerar agua de
menor calidad
- se puede mejorar la calidad de vida y la economía de los regantes en el caso de que
estos ya estuviesen en actividad pero regando con agua potable (tienen una fuente de agua
constante, rica en nutrientes y materia orgánica)
- se puede generar una nueva actividad económica en el caso de no existir esta
práctica porque la escasez de agua dulce hace inviable la producción agrícola.
En consecuencia, su utilización permite aumentar el rendimiento productivo,
producir a lo largo de todo el año y, particularmente (pero no limitado a) el cultivo en zonas
áridas y semi-áridas (Koottatep et al., 2006: Keraita et al., 2008). A estos beneficios se le
suma la posibilidad de utilizar los nutrientes que transporta el agua residual (fertirrigación)
a menor costo (o sin costo) en comparación con la incorporación de fertilizantes
comerciales. Esta práctica minimiza el aporte de nutrientes a cuerpos receptores y en el
caso de que exista una legislación que sea exigente con los niveles de nutrientes que pueden
ser vertidos a cuerpos receptores, se evita la necesidad de un muy costoso tratamiento
terciario para alcanzar estos niveles (Angelakis et al., 1999). Otras ventajas del reuso en
ocasiones pasan desapercibidas se refieren a que su producción importante, predecible y
constante en cuanto a volumen permite poder planificar sustentablemente y evaluar la
viabilidad y las dimensiones de emprendimientos productivos de riego).
Jiménez & Asano (2008) estimaron que a nivel mundial se estaría regando una
superficie de entre 4 y 6 millones de hectáreas con agua residual parcialmente tratada,
diluida o correctamente tratada. Por su parte, la OMS (2006) ha estimado una superficie
productiva bajo riego con agua residual con o sin tratamiento del orden de 20 millones de
hectáreas, lo que implica un 7% de la superficie mundial bajo riego.
Simultáneamente con los beneficios de esta práctica, coexisten aspectos riesgosos,
que han obligado a la formulación de requisitos que se le exige al agua tratada a ser
utilizada en riego. Los principales aspectos ha tener en cuenta involucran tanto a la salud
pública (trabajadores, consumidores, usuarios) como al ambiente (acumulación de metales,
sodificación y/o salinización en el suelo y en los acuíferos) (Asano & Levine 1996;
Marecos do Monte et al., 1996; Gerba & Rose, 2003; Salgot et al., 2003).
V.1.3. Aspectos sanitarios del reuso de agua residual
Existen una cantidad de riesgos asociados a los organismos patógenos presentes en
el agua residual. Entre ellos, las bacterias y los parásitos son los que se encuentran en
mayores concentraciones en el agua residual (Toze, 1999). Sin embargo, existe una
importante diferencia entre estos patógenos. Mientras que la concentración de bacterias es
relativamente similar en el agua cruda de distintos sitios, la concentración de huevos de
parásitos dependerá de las condiciones socio-sanitarias de la población (Toze, 1997). Es por
esto que se desprenden importantes variaciones entre aguas residuales de países
desarrollados (donde prácticamente no se encuentran huevos de parásitos en el agua
residual cruda) y países con extrema pobreza, donde se han registrado del orden de 900
huevos de helmintos por litro (Stott et al., 2003).
En la práctica de reuso del agua residual el mayor condicionante siempre ha sido la
seguridad sanitaria de las personas que entran en contacto con el líquido, sea directa
(trabajadores) o indirectamente (consumidores/usuarios). La Organización Mundial de la
Salud (OMS) es la autoridad directiva y coordinadora de la acción sanitaria en el sistema de
las Naciones Unidas. Es la responsable de desempeñar una función de liderazgo en los
asuntos sanitarios mundiales, configurar la agenda de las investigaciones en salud,
establecer normas, articular opciones de política basadas en la evidencia, prestar apoyo
técnico a los países y vigilar las tendencias sanitarias mundiales
(http://www.who.int/about/es/). La primera reunión de expertos organizada por la OMS
para tratar exclusivamente aspectos de salud pública relacionada con la reutilización de
agua residual tratada data de 1971. De esta reunión surgieron las primeras directrices para
el reuso. Tiempo después, estas recomendaciones iniciales fueron criticadas por lo excesivo
de sus exigencias (menos de 2,2 coliformes cada 100 mL para riego irrestricto, lo cual ni
siquiera podía ser cumplido por muchos de los ríos de los cuales se tomaba agua para
riego). Las primeras directrices que revisaron a las anteriores las realizó el Estado de
California con un documento titulado “Criterios de Reciclado de Aguas Residuales”, las
cuales fueron adoptadas por otras ciudades (California State, 1978). A partir de entonces,
continuamente se han actualizado, revisado y optimizado los límites microbiológicos
requeridos para el reuso del agua residual, en base a nuevos estudios epidemiológicos e
innovadoras metodologías de estudios de los riesgos sobre la salud pública (Shuval et al.,
1986; OMS, 1989; FAO, 1992; Cifuentes et al., 1993; Blumenthal et al., 1996; Shuval et
al., 1997; Blumenthal et al., 2000). La Tabla V.1 representa las directrices para el reuso de
agua tratada basadas en el trabajo de Blumenthal et al. (2000), al cual se le han incorporado
las modificaciones realizadas por la OMS (2006). En este último, se analizan las directrices
con un nuevo enfoque, basado en el desarrollo y uso de metas relacionadas a la salud de la
población expuesta. Establecen como meta alcanzar un cierto nivel de protección de los
grupos expuestos; conociendo las concentraciones de patógenos en el agua de riego, en los
productos consumidos o en el suelo regado calculan el riesgo cuantitativo de contraer una
enfermedad específica a partir de una determinada dosis del patógeno transmisor. En
paralelo, establecen la eficiencia de remoción de patógenos que se debería alcanzar para
disminuir el riesgo al nivel deseado y las opciones tecnológicas extras que pueden ser
aplicadas (técnicas de riego, de desinfección, de cosecha).
Según Scott et al. (2000) existen en el mundo más de 50 países que desarrollan usos
prácticos y de investigación que involucran el reuso de aguas residuales. Sin embargo,
muchos de estos países realizan sus prácticas sin ninguna regulación o guías que la
sustenten (Kang et al., 2007).
V.1.4. Implicancias sobre la calidad del suelo regado con agua residual
Varios son los parámetros físicos y químicos del agua tratada que pueden tener
efectos sobre el suelo regado: pH, oxígeno disuelto, sólidos suspendidos. Sin embargo, el
que representa mayor importancia y preocupación es el contenido de sales (Friedel et al.
2000). En particular, es el sodio el responsable de muchos de los efectos negativos
observados en suelos regados con agua tratada. Al ser costosa su eliminación del agua, se
deben buscar estrategias de riego para minimizar sus eventuales impactos. El exceso de
sodio puede afectar al suelo directamente a través del fenómeno conocido como
“hinchazón” y dispersión (Halliwell et al., 2001). El efecto ocurre cuando el sodio cargado
positivamente interactúa con las capas cargadas negativamente de las arcillas: al
incrementarse la concentración de sodio también aumenta la movilidad-dispersión de las
arcillas, produciéndose una “hinchazón del suelo” que puede afectar su permeabilidad. Los
efectos pueden variar incluso entre suelos de similares características (Balks et al., 1998),
lo cual se atribuye a interacciones complejas entre la textura y mineralogía del suelo,
densidad, pH, estrés mecánico y el estado de agregación (Halliwell et al., 2001). El efecto
negativo del sodio parece ser más acentuado en suelos ácidos y con baja capacidad de
intercambio catiónico (Martin et al., 1964). Tiene efecto negativo bloqueando los poros del
suelo, reduciendo la porosidad y la permeabilidad del suelo (Shainberg & Levy, 1992;
Amézketa, 1999)
La utilización de agua salina para el riego puede tener como consecuencia directa la
disminución del rendimiento de los cultivos, mientras que la utilización de agua con exceso
de sodio puede deteriorar las propiedades físicas del suelo y en consecuencia la reducción
del rendimiento (Shahalam et al., 1998). Los cultivos de grano (como el trigo) han
demostrado ser más tolerantes a incrementos en la salinidad que otros cultivos (Katerji et
al., 2003). El maíz resultó menos resistente, con importante reducción en el rendimiento
ante incrementos en la salinidad (en un rango de conductividad del agua tratada de entre 2 y
7 mS/cm) y ante excesivo o desbalanceado aporte de nutrientes (Qadir et al., 2010).
Una forma de anticipar los potenciales efectos negativos por el riego con agua
tratada, es analizar y clasificar los riesgos originados por la presencia de sales y por la
Relación de Adsorción de Sodio (RAS) presentes en el agua de riego (Tabla V.2). La RAS
refleja la posible influencia del sodio sobre las propiedades del suelo, ya que el sodio tiene
efectos dispersantes sobre los coloides del suelo, lo cual puede afectar su permeabilidad.
Como el sodio compite con el calcio y el magnesio por los lugares de intercambio del
suelo, la formula del RAS contempla las concentraciones de los tres cationes, con un efecto
negativo del sodio y un efecto compensador de los otros dos cationes.
Tabla V.2. Clasificación del agua tratada en función de potenciales efectos sobre el suelo regado
El Porcentaje de Sodio Intercambiable (PSI) es un parámetro que se utiliza para
evaluar la intensidad de la sodificación del suelo (Gupta & Abrol, 1990) y representa el
porcentaje de sodio respecto a los demás cationes adsorbidos. Sin embargo, la complejidad
de las relaciones entre el porcentaje de sodio intercambiable del suelo, la concentración de
sodio en la solución del suelo y los parámetros de estructura del suelo dificultan la
posibilidad de predecir los impactos del sodio sobre sistemas agronómicos (Bond, 1998).
Ante efectos negativos del sodio en el suelo, es posible realizar prácticas de manejo
tendientes a minimizarlos. Entre las más utilizadas se encuentra el lavado periódico del
sodio a través del riego con agua de menor salinidad ((FAO, 1992; Surapaneni & Olsson,
2002).
Otro potencial efecto negativo ha sido atribuido al carbono orgánico disuelto
presente en el agua tratada (alta relación C:N), el cual puede estimular un crecimiento
excesivo de los microorganismos del suelo (bloqueo biológico) y, al igual que la presencia
de sólidos suspendidos en el agua de riego (bloqueo físico), provocar la disminución de la
conductividad hidráulica del suelo regado (Magesan et al., 2000; Meli et al., 2002;
Ramirez-Fuentes et al., 2002). Esto tiene efectos sobre la disponibilidad de agua en el perfil
del suelo y, por ende, la disponibilidad de agua efectiva para los cultivos.
Los impactos serán distintos de acuerdo al tipo de suelo que es receptor del riego
con agua residual: en suelos arcillosos, la dispersión de arcillas que produce el riego
disminuye la conductividad hidráulica por el bloqueo de los poros del suelo (So & Aylmore
1993; Balks et al., 1998; Bond, 1998; Oster & Shainberg, 2001), Mientras que los suelos
arenosos regados con agua tratada experimentan un cambio positivo, modificando la textura
inicial, incrementando el contenido de materia orgánica, la capacidad de retención de agua
y la concentración de macro-micronutrientes. El incremento en el contenido de arcillas es
originado, principalmente, por la adición de arcillas desde el agua residual. (Frenkel et al.
1978; Abdel-Shafy & Abdel-Sabour, 2006).
El agua residual tratada promedio tiene una salinidad que se clasifica de media a
alta (conductividad eléctrica de entre 0,6 y 1,7 mS/cm) y una relación de adsorción de sodio
(SAR) de entre 4,5 y 7,9 (Feigin et al., 1991), aunque existen antecedentes en donde se han
superado estos valores de referencia. Esto se debe a que la concentración de sales presente
en el agua residual (sea cruda o tratada) es muy variable, lo cual estará directamente
asociado a la conductividad del cuerpo de agua de donde se obtiene el agua para consumo
(U.S. EPA, 1981), a los niveles de consumo de agua en los domicilios, al tipo de sistema
cloacal (sólo cloacal o unificado con pluviales) y a la tasa de evaporación dentro del
sistema de tratamiento.
Otro aspecto que continúa siendo estudiado es el efecto de la contaminación en
aguas superficiales y subterráneas por cargas importantes de fósforo, lo cual ha sido
descrito en la utilización de biosólidos (barros cloacales, estiércol) como mejoradores de
suelos. Varios estudios han cuantificado el efecto del lavado superficial de los
contaminantes por efecto de las lluvias, en sitios que han utilizado biosólidos ó aguas
residuales en campos de cultivo (Mostaghimi et al., 1992; Bruggeman & Mostaghimi,
1993; Harris-Pierce et al., 1995; Rostagno & Sosebee, 2001).
V.1.5. Rendimiento productivo y aspectos económicos-sociales del reuso
En estudios comparativos, se han obtenido mayores rendimientos en parcelas
regadas con agua tratada que con agua potable, agua de pozo e incluso con agua de algunas
de las fuentes anteriores con incorporación de fertilizantes (Chakrabarti, 1995; Balks et al.,
1998; Hussain & Al-Saati, 1999; Malkawi & Mohammad, 2003; Jiménez, 2005;
Mohammad & Ayadi, 2004; Kang et al., 2007; Nassar et al., 2009; Fasciolo et al., 2002;
Kiziloglu et al., 2008)). Jamjoum & Khattari (1986) encontraron mayores rendimientos de
maíz al regar con agua tratada y lo atribuyeron al incremento en la tasa de incorporación de
nutrientes por parte de las plantas y a la mejora en las propiedades físicas del suelo. En
Nagpur (India) regando con el agua tratada de un sistema de lagunas de estabilización
lograron rendimientos mayores para trigo (28%), habas (8%), arroz (47%), papas (30%) y
algodón (42%), comparándolo con el rendimiento utilizando agua potable suplementada
con fertilizantes (N, P y K) (Shende, 1985). En Senegal, además de obtener mayor
rendimiento cultivando lechuga con agua tratada en comparación con agua de napa más
fertilizantes, se acortaron los tiempos de cultivo y en consecuencia se obtuvieron 9 cortes
por año de lechuga con agua tratada contra 6 con el otro tipo de riego (Faruqui et al., 2004).
Al mismo tiempo, producir alimentos en una ciudad, que previo a esta práctica tenía que
abastecerse a distancias considerables, puede abaratar los costos de sus alimentos y
movilizar la economía a pequeña escala.
El riego con agua tratada para la producción forestal ha mostrado importantes
rendimientos, brindando la posibilidad de desarrollar cortinas forestales en zonas áridas y
semi-áridas, donde las opciones de llevarlas a cabo con otras fuentes de agua son limitadas.
Por ejemplo, en Irán han registrado un mayor crecimiento, diámetro, peso total, largo y
diámetro de la copa de árboles regando con agua tratada que con agua de pozo (Salehi et
al., 2007).
La práctica de reuso en agricultura ha sido contemplado en la Asamblea General de
las Naciones Unidas (2000), donde se establecieron las Metas de Desarrollo del Milenio.
Con una visión progresista de esta práctica, en la Meta 1 puede destacarse: “La eliminación
o mitigación de la extrema pobreza y el hambre” en la que se considera que “el riego con
agua residual puede colaborar a alcanzar esta Meta, ya que más alimento puede ser
producido, llevando a que los granjeros aumenten sus ganancias. Esta práctica es
potencialmente muy beneficiosa para los productores”. Por ejemplo, en Pakistán los
productores han aceptado pagar tasas por el agua residual a un valor de entre 350 y 940
dólares por año en lugar de pagar 170 dólares por año por el agua potable, ya que son
concientes que regando con agua tratada tienen para sus productos tres cosechas al año en
vez de una (y no tienen que incorporar nutrientes comerciales). A pesar del valor de la tasa,
los regantes con agua tratada ganan 300 dólares más por año por hectárea que los regantes
con agua potable (Ensink et al., 2004). Diferentes estudios de rentabilidad de productores
que riegan con agua tratada (India, Ghana, Senegal, Kenya, México) arrojaron ganancias de
entre 420 y 2800 dólares por hectárea por año (Keraita et al., 2008).
V.1.6. Aceptación de la comunidad al reuso
Un aspecto de gran relevancia en la práctica del reuso de agua tratada es la
aceptación y visión con que es recibida por parte de la opinión pública. En general existe
aceptación al reuso de agua residual, pero en algunos casos se han observado resistencias
cuando el reuso del agua residual se produce en las cercanía de los habitantes (jardines
residenciales, descarga de sanitarios) (Po et al., 2003; Hartley, 2003; Pollice et al., 2004).
Por estos motivos, la sustentabilidad de un proyecto de reuso está asociada a la aceptación
que tendrá el producto obtenido mediante esta práctica sobre los eventuales
consumidores/usuarios (cuál será la percepción y reacción al comer un producto o sentarse
sobre un parque regado con agua residual). La percepción varía de una comunidad a otra,
por lo que no existe una única estrategia que abarque a todo el abanico de posibles
reacciones de una comunidad ante el reuso.
Para los usuarios directos de esta fuente no-convencional de agua, un aspecto
central para la aceptación es el aspecto estético del agua residual, principalmente el olor y
el color (Hurlimann & McKay, 2007), además del costo monetario que deberá tener una
diferencia considerable con el agua potable para hacer tentador su uso.
La manera de generar confianza entre los trabajadores, consumidores y usuarios
involucra una serie de actividades y estrategias entre las que podemos nombrar:
– control rutinario de la calidad sanitaria del agua tratada
– selección de los usos y cultivos permitidos compatibilizando la calidad del agua
tratada y lo que recomienda la OMS a través de sus directrices de uso
– correcta estrategia de comunicación entre las autoridades de aplicación-control,
los usuarios del agua tratada y los organismos de investigación involucrados. La
comunicación deberá ser consistente, clara y entendible para todos los miembros de la
comunidad, incentivando la participación.
Existe una cantidad de estudios sociales que involucran la problemática de la
percepción del ciudadano común sobre la reutilización del agua residual tratada (Okun,
2002; Po et al., 2003). Por ejemplo, en encuestas realizadas en Grecia un 28% respondió
que no tenía conocimiento de la existencia de una planta de tratamiento para los residuos
líquidos en su ciudad y un 58% nunca escucho hablar acerca del reuso como una práctica
(Kantanoleon et al., 2007). Concluyen que el principal factor para lograr el éxito de
cualquier emprendimiento que involucre el reuso de agua residual es la confianza. La
transferencia de la información en audiencias (públicas, claras y transparentes) es necesaria
para lograr aceptación del público en general. Comunicando claramente los beneficios de
esta práctica y en lo posible establecer un vínculo entre las autoridades gubernamentales y
entidades científicas que sirvan de aval de los resultados (Kantanoleon et al., 2007). El
consumidor debe tener confianza de que el producto no le producirá ningún efecto adverso
a su salud.
En Pakistán, por medio de encuestas se ha conocido que los ciudadanos justifican y
aprueban el reuso de agua tratada (no de agua cruda, ya que lo asocian a potenciales
riesgos), avalado por la sequía y escasez de agua de la región. La mayoría de los
encuestados respondieron que consumirían productos obtenidos con agua tratada. La
aceptación podría incrementarse logrando que la gente se interiorice con el tratamiento del
agua residual (visitas abiertas de la comunidad a la planta de tratamiento) e incrementando
el esfuerzo en políticas públicas (Al Khateeb, 2001).
V.1.7. Algunas experiencias de reuso en el Mundo
Scott et al. (2000) realizaron un relevamiento de la distribución y cantidad de
referencias científicas en la literatura en relación a experiencias de reuso. La Tabla V.3
resume la información, tomando en cuenta sólo los 5 países con mayor cantidad de
antecedentes y los países de Latinoamérica.
Tabla V.3. Cantidad de estudios científicos publicados en relación al reuso de agua tratada
China
En los últimos años, desde su Gobierno han formalizado una gran cantidad de
regulaciones y estrategias en lo que respecta a proyectos de tratamiento y reuso de aguas
residuales para afrontar la crisis del agua actual y futura que padecen (Chen et al., 2004; He
& Xing, 2006; Pan et al., 2006).
Se ha reportado que más de la mitad de las 667 ciudades en China tienen problemas
de escasez de agua para consumo y un 27% del agua superficial presenta una calidad
inferior a los estándares (He et al., 2001); además se ha registrado una importante
sobreexplotación del agua subterránea. En 2002, sólo un 30% aproximadamente del agua
residual generada recibían algún tipo de tratamiento. Con el objetivo de atacar ambas
problemáticas, la ciudad de Beijing diseño un Plan Maestro (Wang & Jin, 2006) donde el
agua residual tratada se contempla como un importante recurso de agua, principalmente
urbano (riego de jardines, lavado de autos, descarga de sanitarios) y como agua de
enfriamiento en la industria.
Brasil
Se considera al reuso de agua residual como una práctica relativamente reciente (da
Fonseca et al., 2007a). La propagación de esta práctica surgió como una necesidad ante la
expansión del área de cultivo de café. Inicialmente se realizaba en zonas sin escasez de
agua para riego, pero hace unos años se han buscado nuevas zonas en donde existen
limitaciones en la disponibilidad de agua para riego y como fuentes alternativas, se ha
utilizado principalmente el agua residual tratada (Herpin et al., 2007).
En el noroeste del Estado de San Pablo existe una experiencia a una escala
importante, donde se cultiva café, caña de azúcar, maíz, girasol y pastura (Montes et al.,
2004; da Fonseca et al., 2007b).
En Fortaleza existen experiencias de cultivo de peces, como la Tilapia del Nilo en
agua tratada en un sistema de lagunas de estabilización (da Silva et al., 2000).
México
Este país cuenta con una amplia experiencia de reuso de agua residual, además del
Valle de México y del Mezquital, se practica en Puebla, Cuernavaca, Toluca y Pachuca
(Domínguez-Mariani et al., 2003). Sin embargo, ha tenido que afrontar problemas sobre la
salud pública y criticas ya que su experiencia se basa fundamentalmente en el reuso de agua
residual cruda (Scott et al., 2000).
Experiencia en riego productivo de 500 ha para prevenir la intrusión salina por
excesivo uso de agua subterránea en riego (Monterrey, California).
El 90% del agua residual de la ciudad de México se utiliza para riego del Valle de
México (desde 1886) y del Valle del Mezquital, que suman un total de 90000 ha. Además
del incremento en la producción de alimentos, ha resultado en un incremento en la recarga
del acuífero en la región del Valle del Mezquital e incluso la creación de un nuevo acuífero
(Jiménez et al., 1998). Los principales cultivos son el maíz y alfalfa (del 60 al 80% del área
total), habas, avena, cebada, trigo, ají picante, calabaza y tomates (Gutierrez-Ruız et al.,
1995; Downs et al., 2000).
Los regantes han tomado conciencia de los beneficios del riego con agua tratada, lo
que los ha llevado a presentar su oposición a un eventual tratamiento del agua residual que
involucre la remoción de nutrientes (Qadir et al., 2007).
Israel
Se caracteriza por la escasa disponibilidad de agua dulce, lo cual limita las posibilidades del
desarrollo agrícola de la región (Haruvy, 1998). Como estrategia han desarrollado una
fructífera práctica de reuso del agua residual, posicionándose como pioneros de esta
práctica en la cuenca del Mediterráneo. Rápidamente fue imitado en Chipre, Jordania y
Túnez (Angelakis et al., 1999). La legislación en Israel establece que todas las ciudades con
más de 10000 habitantes deben tratar las aguas residuales y luego ponerlas a disposición de
usos en agricultura e industrias (Bernstein et al., 2006).
La región de Dan tiene un déficit de agua del orden de los 1800 Mm3 por año, por lo
que se ha recurrido al reuso del agua residual (del orden de 130 Mm3 anuales) para el
desarrollo de actividades de riego. Un 60% del agua residual recibe tratamiento, luego es
inyectada en un acuífero y bombeada para cubrir las necesidades de riego de la región de
Dan y el Desierto de Negev. El riego con agua tratada involucra cultivos ornamentales, el
más importante es la producción de rosas, que representa un 15% de la producción
ornamental de exportación.
Se estima que para el año 2040 el uso de efluentes tratados para actividades
agrícolas deberá representar un 70% de la totalidad de agua para riego (Haruvy, 1997).
Australia
El riego de cultivos y forestaciones esta siendo promovido como una alternativa a la
descarga de agua tratada en ríos y cuerpos de agua dulce en el este de Australia (McIntosh,
1995; Parameswaran, 1999). En Virginia, se ha construido la infraestructura (planta de
tratamiento para 120000 m3 diarios) para dotar de 30 Mm3 por año de agua tratada
destinado al riego hortícola (Marks, 1998). En Rouse Hill el agua tratada es utilizada para
riego en espacios verdes residenciales y un segundo sistema de agua reciclada es utilizado
para la descarga de inodoros y riego de jardines. En Bahía Homebush (Sidney) funciona un
sistema de agua reciclada (reúne pluviales y agua residual tratada, totalizando un volumen
de 7000 m3 diarios) que se utiliza para la descarga de los baños en instalaciones deportivas,
riego de espacios públicos y más de 2000 jardines residenciales. Se calcula un ahorro de
agua dulce de elevada calidad del orden de 850000 m3 al año (Cooney, 2001). En Mawson
Lakes (Adelaide) el agua residual es tratada y reutilizada en la descarga de los sanitarios y
para riego de espacios públicos. El agua de lluvia es colectada, tratada y reciclada para
riego (Marks, 1998). La planta de tratamiento de Dora Creek bombea el agua tratada 100
km hasta la central de energía del Lago Macquarie, donde luego de ser desmineralizada es
utilizada como agua para alimentar las calderas. Esta fuente alternativa de agua reemplaza
1,2 Mm3/año que anteriormente era suministrada por agua potable (Cole & Deans, 1994).
La planta de tratamiento de Puerto Kembla proporciona 35000 m3 diarios de agua tratada
para la industria del acero (agua de enfriamiento para el templado de metales) y en
Brisbane se utilizan 14000 m3 por día de agua tratada en la industria del petróleo (Don,
2001; Barr, 2002).
Estados Unidos
En Florida se encuentra uno de los mayores emprendimientos de reuso urbano del
mundo (del orden de 80000 m3 por día). El agua residual tratada se utiliza para el riego de
espacios verdes públicos y residenciales, usos industriales, en aires acondicionados y como
reserva de agua para la protección contra incendios. Una parte del agua tratada es inyectada
en pozos profundos para prevenir la intrusión salina en los acuíferos desde donde se
bombea el agua para consumo (RWCC, 1993). En California, desde 1977 funciona un
esquema de reciclado de agua: espacios públicos y jardines residenciales (2000 ha),
cultivos comestibles (400 ha), lagos ornamentales, lavado de autos y usos industriales
(incluyendo una fábrica de alfombras). Más recientemente, se ha exigido que las nuevas
construcciones de edificios de oficinas utilicen agua reciclada para la descarga de inodoros.
Se calcula que un 67% del agua residual generada es reciclada y usada para el riego de
cultivos y espacios verdes (California State Water Resources Control Board, 2003).
También en California (Distritos de San José y Santa Clara), ante la limitación impuesta
por las autoridades a la descarga de agua dulce en ambientes de marismas costeros se
decidió poner en marcha un esquema de reuso del agua tratada (por sobre la opción
alternativa de construcción de un emisario submarino). Desde 1998 se utiliza el líquido
tratado en riego urbano y en agricultura así como en usos industriales (Rosenblum, 1999).
La ciudad de Phoenix recicla sus aguas tratadas (250000 m3 diarios) como agua de
enfriamiento en la central de energía Palo Verde. En Los Angeles, desde hace más de 40
años se práctica la recarga de acuíferos con agua tratada, representando en la actualidad un
16% del total del agua que recarga el acuífero anualmente (Estado de California, 1978). En
el Distrito de Orange, California se inyectan 57000 m3/d de agua tratada por debajo del
acuífero de donde se toma el agua potable, con el objetivo de prevenir la intrusión salina.
La misma estrategia se aplica en Virginia (el agua tratada es inyectada al reservorio que
provee de agua potable a 1 millón de personas) y en Texas desde 1985 (con un tiempo de
estadía de 2 años).
Tunez
En este país desde comienzos de la década del 80 en el siglo pasado se desarrolla un
programa de reuso de agua residual para incrementar las fuentes de agua utilizables. El
agua residual municipal recibe tratamiento secundario (muchas de ellas se encuentran en la
zona costera) de manera de acondicionar el líquido para poder ser reutilizado, con el
objetivo de prevenir y proteger los ambientes marinos de la contaminación. En el año 2003,
un 78% de los líquidos cloacales colectados recibieron tratamiento. El agua tratada se
utiliza en la producción de cultivos industriales y forraje, cereales, viñedos, cítricos y otros
árboles frutales (un total de 8000 ha). También se riegan campos de golf y se han realizado
pruebas para la recarga de acuíferos (Qadir et al., 2010).
Jordania
Representa otro de los tantos ejemplos de limitada disponibilidad de agua dulce, con
extensas áreas de desierto. Posee una legislación nacional específica para el reuso de agua
residual, que permite su uso en forestaciones, árboles frutales, pasturas y vegetales que
deban ser cocinados antes de consumir. En su gran mayoría se práctica reuso indirecto (es
decir, el agua tratada se mezcla con agua dulce superficial y luego es captada para riego).
Los principales cultivos son cítricos, vegetales, bananas, uvas y algunos frutos de carozo
(Ammary, 2007). También se utiliza el líquido tratado para la recarga de acuíferos y como
agua de enfriamiento en algunas industrias.
Argentina
El antecedente más importante tanto por superficie como por antigüedad es el
desarrollado en la provincia de Mendoza, en el establecimiento de depuración Campo
Espejo, el cual recibe los líquidos residuales de Mendoza capital, Las Heras y parte de
Godoy Cruz (4.200.000 m3/mes). El sistema de tratamiento consta de 12 lagunas de
estabilización (tres lagunas en cada serie, con una superficie total de 278 ha de espejo de
agua), el líquido una vez tratado es conducido hacia el ACRE (Área de Cultivos
Restringidos Especiales) donde se riegan un total de 1785 ha (vid: 655 ha; hortalizas: 548
ha; pastura: 357 ha; frutales: 118 ha y forestales: 107 ha) (Anzorena, 2001).
Además del caso descripto, podemos mencionar algunas experiencias: Las Grutas en la
provincia de Río Negro (con una producción actual de aceite de oliva, con olivos regados
con agua tratada), Rada Tilly, algunos emprendimientos productivos en Comodoro
Rivadavia y en Puerto Madryn (Chubut); Trenque Lauquen (provincia de Buenos Aires),
Villa Nueva (provincia de Córdoba), entre otros.
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