Joaquín Suárez López.qxd - CICCP

Vertidos de sistemas de saneamiento
unitario en tiempo de lluvia:
control de impactos sobre los ríos
Joaquín Suárez López y Juan Cagiao Villar
DESCRIPTORES
ALCANTARILLADOS UNITARIOS
TANQUES DE TORMENTAS
REBOSES
SCTR
DIRECTIVA MARCO DEL AGUA
IMPACTO
Introducción
El hombre a lo largo de la historia siempre ha buscado asentarse allí donde podía disponer de agua dulce. Hoy en día
muchos pueblos y ciudades llevan parejos a su nombre el del
río que los atraviesa y que los sirve. Receptores de cloacas,
vertidos de las industrias, basuras de los vertederos de sus riberas, los ríos terminaron por convertirse en zonas marginales, degradadas, con la vegetación natural de las riberas arrasada y en un gran número de casos sin vida animal.
Este panorama desolador fue calando en las tendencias
sociales, de forma más global en las últimas dos décadas,
acompañando a los nuevos valores ambientales, y hoy en día
ya son muchas las actuaciones que se han realizado, y que
continúan con intensidad, para convertir de nuevo a los ríos
en lo que deben ser: ecosistemas singulares, elementos articuladores del territorio, verdaderos valores económicos especiales y signos de identidad de pueblos y ciudades.
Como es sabido, en la actualidad, la herramienta básica y
fundamental que establece el camino a seguir para recuperar
nuestros sistemas acuáticos continentales es la Directiva Marco
del Agua (DMA), “Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 23 de octubre de 2000 por la que se
establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de
la política de aguas”. Ambiciosa en sus metas y objetivos, fija
como año de referencia para “cumplir” el 2015, ha supuesto
un reajuste de las políticas del agua en toda Europa.
El desarrollo de la DMA implica una mayor protección de
la calidad del agua, ya que no solo consolida las obligaciones ya existentes de control de la contaminación puntual y difusa sino que amplía dicha protección, estableciendo un objetivo medioambiental relativo al “estado ecológico” de las
aguas superficiales. De hecho establece la obligatoriedad de
alcanzar el “buen estado ecológico” de los sistemas acuáticos.
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Para conseguir el “buen estado ecológico”, la DMA establece la necesidad de identificar y valorar las presiones e impactos que sufren nuestros medios acuáticos. Para ello estableció la fecha de diciembre de 2004, en la cual los países
miembros debían elaborar un informe en el que se identificasen las presiones en las demarcaciones hidrográficas definidas. Entre las presiones a identificar, lógicamente, estaban los
vertidos de aguas residuales o aguas contaminadas, tanto
puntuales como difusas. De hecho, la Directiva establece que
dentro de los “programas de medidas” que se elaboren para
cada demarcación se haga especial incidencia en:
• Control de vertidos puntuales (autorización previa y registro).
• Control y prevención de contaminación por fuentes difusas.
• Prohibición de vertidos directos de contaminantes en las
aguas subterráneas.
• Eliminación o reducción, en su caso, de sustancias peligrosas.
La Directiva obliga a los Estados miembros a velar por
que todos los vertidos en las aguas superficiales se controlen
a partir de un “planteamiento combinado” respecto de las
fuentes puntuales y difusas. Los controles en las emisiones deben basarse en la aplicación de las mejores técnicas disponibles, o en los valores límite de emisión que correspondan. Si,
aun aplicando los controles anteriores, un objetivo de calidad
o una norma de calidad establecidos en virtud de la DMA, o
de otras Directivas, exige condiciones más estrictas, se deben
establecer controles de emisión más rigurosos.
En el presente artículo se intenta hacer una reflexión sobre
las implicaciones de la Directiva en la gestión de los sistemas
de saneamiento y drenaje en tiempo de lluvia, y en el análisis
de las presiones e impactos que éstos generan sobre las aguas
continentales superficiales. Se hará hincapié en las dificultades de control de los vertidos ocasionales que se generan en
esas circunstancias y se proponen posibles estrategias a seguir
para minimizar el impacto de los mismos sobre los sistemas
acuáticos. Con el fin de ilustrar mejor la problemática se presentarán datos reales obtenidos en los estudios realizados por
el Grupo de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente de la
Universidade da Coruña (UdC) en dos subcuencas del sistema
de saneamiento de Santiago de Compostela, la de Cancelón1
y la de Santiago Este.2, 3 Uno de los citados estudios consistió
en el análisis del rendimiento de retención de contaminación
de un depósito de tormentas (tipología depósito de detenciónaliviadero) construido por la Confederación Hidrográfica del
Norte. También se utilizarán datos procedentes del Promedsu,
“Programa de Medición de Descargas de Sistemas Unitarios
en Tiempo de Lluvia”, desarrollado por la Dirección General
de Obras Hidráulicas y Calidad de Aguas del Ministerio de
Medio Ambiente, en los que también colaboró la UdC.
Problemática de las redes de saneamiento
y drenaje en tiempo de lluvia
Sistemas integrales e integrados de saneamiento
Tal y como se concibe hoy en día el funcionamiento de un sistema de saneamiento, queda clara su interrelación directa
con el medio acuático receptor. También es claro que esa relación es diferente en función de si el sistema es unitario o si
es separativo, y si el sistema trabaja en tiempo seco o en
tiempo de lluvia. Una visión general de la influencia de la
DMA y los sistemas de saneamiento llevaría a la conclusión
de que cualquier apartado de esta última podría estar relacionado con los sistemas de saneamiento de una forma directa o indirecta.
En la actualidad, cuando se aborda un estudio de saneamiento, ya ha sido superada la visión parcial que se preocupaba exclusivamente de la recogida de las aguas residuales
y su posterior conducción hasta la masa de agua receptora.
La visión actual es, o debe ser, más global y permite hablar
de “sistemas integrales e integrados de saneamiento”. La gestión efectiva, y sostenible, requiere una aproximación integrada que considere la interrelación y dependencia entre todos los elementos del sistema.
Los sistemas de saneamiento y drenaje han ido evolucionando a lo largo de la historia, representando un compromiso entre las necesidades higiénicas, el bienestar humano, las
necesidades técnicas y los recursos disponibles. No obstante,
las técnicas y las demandas sociales han ido cambiando con
más intensidad en los últimos 20 años, y algunas de las antiguas prácticas ya no son aceptadas. Los nuevos diseños en
ingeniería del saneamiento urbano están motivados, fundamentalmente, por el nuevo conjunto de objetivos con respecto a la calidad de los sistemas acuáticos. Si la sociedad demanda nuevos objetivos es necesario establecer nuevas estrategias y desarrollar nuevas tecnologías que satisfagan las
nuevas demandas. El sistema, desde el sumidero hasta la
planta depuradora, y las últimas consecuencias sobre la calidad del agua, deben ser analizados en su totalidad y, por lo
tanto, la gestión de las aguas de escorrentía y residuales urbanas debe ser analizada de forma integrada.
Caudales y contaminación en las redes
de alcantarillado unitario en tiempo de lluvia
En redes unitarias las interacciones entre los principales componentes del sistema son más importantes que en los sistemas
separativos. En tiempo de lluvia las redes unitarias deben transportar, como es sabido, además de las aguas residuales de
tiempo seco las aguas de escorrentía superficial. El caudal
de cálculo máximo de diseño del alcantarillado de una subcuenca es fijado a partir de criterios de drenaje, con el fin de
evitar inundaciones, pero el diseño de los caudales máximos
de los colectores interceptores principales, o los emisarios terrestres, que recogen aguas de diferentes subcuencas se basa en criterios que permitan alcanzar determinados objetivos
ambientales en el sistema acuático receptor. La posible existencia de sistemas de control y tratamiento de reboses, conocidos de forma genérica como “tanques de tormenta”, permitirá laminar y regular los caudales generados en tiempo de
lluvia evitando su vertido, e incluso realizar un cierto grado
de depuración sobre los volúmenes finalmente descargados al
medio receptor. Por lo tanto, el conjunto de estas infraestructuras y aliviaderos, situados aguas arriba de la EDAR, determina las cargas hidráulicas y de contaminación que llegan a
la depuradora y el impacto sobre el medio receptor (Fig. 1).
En la última década se ha tomado conciencia en España
de las elevadas cargas contaminantes movilizadas y las elevadas concentraciones que se generan en los sistemas de saneamiento unitario en tiempo de lluvia, así como de los importantes impactos que se estaban generando (y que todavía
se producen en muchos saneamientos) sobre los medios acuáticos receptores en tiempo de lluvia. A este impacto también
contribuyen, no debemos olvidarnos, los vertidos que se generan de aguas de escorrentía desde las redes de pluviales de
los sistemas separativos.
Los primeros estudios realizados en España de caracterización de la contaminación de las aguas de escorrentía urbana fueron llevados a cabo por Hontoria,4 en 1985, en pequeñas cuencas piloto en calles de Madrid. Cabe destacar
también el “workshop” realizado en Benicassim,5 en 1995, en
el que se puso de manifiesto la importancia de este problema.
Asimismo, a partir de comienzos de los años noventa se comenzó a realizar estudios en las Escuelas de Ingenieros de
Caminos, Canales y Puertos de la Universidad de Cantabria,
Fig. 1. Criterios de dimensionamiento de colectores en función
de la situación dentro del sistema de saneamiento.
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Fig. 2. Hidrogramas y polutogramas que se generan sobre
la base de un tiempo seco como consecuencia de dos sucesos de lluvia.
TABLA 1
Comparación de la media de las concentraciones medias
de suceso (CMS) con la concentración media
de tiempo seco (CMTS) en la cuenca del Cancelón1
Parámetro
CMSmedia
(mg/l)
CMTS
(mg/l)
CMSmedia/CMTS
Concentración Concentración
máxima
máxima/CMTS
SST
328
124
2,6
3,052
24,7
NTK
22,7
45,0
0,5
103
2,3
N-NH 4+
2,7
24,9
0,1
30
1,2
DBO5
67,8
195,9
0,3
760
3,9
DQO total
224
382
0,6
2,497
6,5
TABLA 2
Ratios comparativos entre aguas residuales de tiempo seco
y flujo en tiempo de lluvia1
Tiempo seco
Tiempo de lluvia
DQO total / DBO5
1,95
3,31
Nitrógeno amoniacal / NTK
0,55
0,12
% DQO sedimentable/DQO total
38
68
% SS volátiles/SS totales
49
42
TABLA 3
Comparación de la media de las concentraciones medias
de suceso (CMS) con la concentración media de tiempo seco
(CMTS) de los metales en la cuenca del Cancelón1
Cr
46
CMSmedia (µg/l)
CMTS (µg/l)
CMSmedia/CMTS
14,96
12,64
1,2
Ni
17,76
4,03
4,4
Cu
132,22
54,10
2,4
Zn
238,29
88,41
2,7
Cd
0,40
0,16
2,5
Pb
131,01
29,77
4,4
Hg
0,88
0,59
1,5
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la Universidad de La Coruña y la Politécnica de Cataluña,
orientados a la caracterización de sucesos de lluvia en redes
de alcantarillado unitario y a la modelización de la contaminación en tiempo de lluvia en las redes de alcantarillado. En
la Asociación Española de Abastecimiento y Saneamiento
(AEAS) el “Grupo Avanzado de Drenaje Urbano (GADU)”
empezó, también a mediados de la década de los noventa, a
analizar el problema y como fruto de ello se propuso al Ministerio de Medio Ambiente la realización del “Programa Nacional de Medición de las Descargas de los Sistemas Unitarios” (Promedsu, 2001). Este programa tuvo dos años de duración y puso de manifiesto la grave problemática de la contaminación movilizada en tiempo de lluvia en redes unitarias.
Las características de la contaminación de las descargas
de los sistemas unitarios (DSU), o reboses de alcantarillados
unitarios (RAU), están fuertemente determinadas por las características de las aguas residuales urbanas de tiempo seco,
de los usos o actividades que se realizan en la superficie de las
cuencas urbanas que luego van a ser lavadas por las aguas
de escorrentía, y por el arrastre de materiales y sedimentos depositados en las conducciones y elementos auxiliares de la red
de alcantarillado durante períodos secos.
Es habitual expresar el comportamiento de los contaminantes en tiempo de lluvia a partir de dos valores básicos: la
concentración máxima en el polutograma generado por el
suceso de lluvia y la concentración media de suceso (CMS),
que es la masa total que ha pasado por la sección de control divida entre el volumen total de agua que ha fluido durante el suceso. En la figura 2 se presenta, a modo de ejemplo, la perturbación que se genera en la curva de caudales
y de concentraciones de tiempo seco por la llegada de dos
hidrogramas resultado de dos lluvias sobre una hipotética
cuenca de saneamiento.
Además de variar las concentraciones también varían las
características de un mismo contaminante: las aguas se vuelven
menos biodegradables, los sólidos en suspensión son más decantables, la DQO sedimentable aumenta mucho y los metales
pesados se presentan mayoritariamente en forma particulada.
Como ejemplo de la contaminación movilizada en tiempo
de lluvia, en las tablas 1, 2 y 3 se presentan valores de las concentraciones que llegan al tanque de tormentas situado en la
cuenca del Cancelón en Santiago de Compostela. La subcuenca del Cancelón tiene unas 80 hectáreas de superficie total, de
tipo mixto. Como sistema de control y tratamiento de reboses
dispone en la parte inferior de la cuenca de un depósito-aliviadero de 367 metros cúbicos. El sistema se puede clasificar
como depósito de detención-aliviadero; es un sistema híbrido
en cuanto a que dispone de un tanque en línea y otro fuera de
línea. El agua residual que alcanza el depósito-aliviadero ha
atravesado previamente un disipador de energía y un túnel
(1.800 mm de diámetro y una longitud de 100 m), que también actúan como almacenamiento en línea durante los sucesos
de lluvia. El SCTR cuenta así con unos 630 metros cúbicos (unos
14 m3 por hectárea neta). De forma paralela a los conductos y
depósitos discurre un arroyo encauzado. El caudal medio de
tiempo seco de agua residual es de unos 23 litros por segundo.
Fig 3. Gráficas de probabilidad acumulada de concentraciones máximas y de CMS de DBO5 y de sólidos en suspensión.1
Las tablas no muestran valores de contaminación bacteriológica pero se puede decir que los polutogramas nunca
bajaron de 107 UNF/100 ml.
Las gráficas de la figura 3 muestran las curvas de probabilidad acumulada (probabilidad de que un valor de concentración no sea superado) de las concentraciones medias de
suceso (CMS) y de las concentraciones máximas, obtenidas
en las medidas realizadas durante el Promedsu, y durante las
campañas de caracterización realizadas en la cuenca del
Cancelón y de Santiago Este. Como se puede observar, la
cuenca del Cancelón presenta un comportamiento en concentraciones de DBO5 más bajo que los medidos en el Promedsu. De cualquier forma, no son extrañas concentraciones muy
altas de DQO, de SS, o de DBO5. Estas aguas serían vertidas
de forma directa al medio receptor si no existiese ningún tipo
de estructura de almacenamiento o regulación.
Los impactos de los RAU pueden ser muy negativos. Determinan una pérdida muy importante de la eficacia del sistema, cuyo fin es la protección del medio acuático receptor.
La incorporación de sistemas de control y tratamiento de estos reboses, tales como los conocidos depósitos de tormenta,
determina una nueva relación entre las fuentes de contaminación y caudales, los sistemas de transporte, la EDAR y el
medio receptor. Actualmente se admite que el control de los
RAU debe realizarse bajo el principio de la “gestión integrada”, considerando todas las relaciones que se establecen en-
tre: A) lluvia, B) superficie de cuenca, C) sistema de colectores, D) Sistemas de Control y Tratamiento de Reboses (SCTR),
E) estación depuradora, y F) medio receptor.
Una visión integral de la gestión del sistema que minimice los
impactos y permita alcanzar los objetivos de calidad del agua
fijados obliga a desarrollar una estrategia de control total de la
contaminación. La contaminación que se permita entrar a la red
de saneamiento desde la cuenca (por escorrentía o por residuales urbanas), las transformaciones que dicha contaminación
sufra en la red, la capacidad de transporte de la red y las diluciones que se permitan en los reboses, o el efecto sobre caudales y contaminación que generen los sistemas de control y tratamiento que se implanten a lo largo de la red, determinarán qué
tipo de aguas residuales, caudales y cargas recibirá la EDAR, y
cuáles condicionarán su diseño y sus estrategias de explotación.
Las técnicas de gestión de la contaminación
asociada a la escorrentía urbana
Se deben, por lo tanto, considerar nuevos elementos en los sistemas de saneamiento; elementos que no era habitual encontrar hasta ahora. Los sistemas de control y tratamiento de reboses (SCTR) son una técnica más de las denominadas Técnicas de Gestión de la Escorrentía Urbana. Las técnicas de gestión de la escorrentía urbana (TGEU) pueden consistir bien en
la construcción de nuevas infraestructuras (por ejemplo depósitos, que son SCTR), en la modificación de prácticas de diseI.T. N.o 71. 2005
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Fig. 4. Esquema de la configuración y del funcionamiento del depósito-aliviadero de la subcuenca del Cancelón.
ño tradicionales, o en la modificación de hábitos (por ejemplo
los de limpieza viaria de la cuenca o de limpieza de sedimentos en imbornales, sumideros y conductos de las redes de alcantarillado). En la literatura anglosajona las TGEU son denominadas “Best Management Practices” (BMP) y su uso está ampliamente extendido. Las TGEU se pueden clasificar desde numerosos puntos de vista; en la literatura nos encontramos con
clasificaciones diferentes según los autores y con terminología
aún no consensuada, sobre todo en castellano.
Los depósitos-aliviadero, más conocidos como “tanques
de tormenta”, son un tipo de sistemas de control y tratamiento de reboses (SCTR) que se sitúan normalmente en los entronques de las redes de alcantarillado de las subcuencas urbanas con los colectores interceptores principales. Estas infraestructuras tienen una doble función: laminar las puntas de
caudal que llegan a la EDAR y minimizar los contaminantes
que se vierten al medio receptor. Se pueden diferenciar, de
forma genérica, tres tipologías: depósitos-aliviadero con tanque de primer lavado, depósitos-aliviadero con tanque de sedimentación, y depósitos-aliviadero mixtos. La utilización de
depósitos-aliviadero como mecanismo de minimización de los
impactos sobre el medio receptor puede basarse en alcanzar
alguno de los siguientes objetivos6:
• Capturar un porcentaje del volumen total de escorrentía.
• Fijar un número máximo de reboses al año.
• Especificar el rendimiento de eliminación de un cierto contaminante.
• Capturar el volumen del suceso que contenga la mayor
fracción de carga contaminante.
• Provocar un determinado impacto sobre la calidad de las
aguas del medio receptor (dosis-duración-frecuencia).
Si se analizan los objetivos anteriores se puede apreciar que
no existe el “vertido cero”, es decir que, en determinados momentos, un cierto número de veces a lo largo del año, con unos
determinados caudales, un determinado volumen de agua, con
unas determinadas cargas de contaminantes, con unas concentraciones variables en el tiempo, serán vertidas al medio receptor. A pesar de los usos de las nuevas infraestructuras, no existe una protección absoluta del medio (Fig. 4).
En la subcuenca del Cancelón se midieron también los caudales y las concentraciones de los vertidos al medio receptor
desde el aliviadero del tanque de tormentas. En la tabla 4 se
muestran, a modo de ejemplo, los valores (concentraciones
máximas y concentraciones medias de vertido) de dos sucesos
de lluvia, en donde se aprecia el efecto sobre el polutograma de
entrada que ejerce el tanque. En la última columna se presentan los valores medios de las aguas residuales en tiempo seco.
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Como se puede apreciar, el tanque de tormentas sí que
ejerce un efecto de reducción de concentraciones (y evidentemente reduce enormemente la carga que hubiese ido al medio receptor si solo hubiese habido un aliviadero convencional, como en párrafos posteriores se mostrará), pero los valores de concentraciones máximas vertidas son muy significativos en SS, DBO y DQO, y los CMS no son nada despreciables, por ejemplo, si los comparamos con los efluentes de una
EDAR con secundario. Lo que no queda claro es que el impacto provocado sea suficientemente significativo como para
dañar de forma grave el ecosistema acuático.
Con el fin de evaluar la importancia de las cargas contaminantes de la cuenca de Cancelón, se evaluaron los volúmenes y las masas que se verterían durante un año al medio receptor si existiese un simple aliviadero. Las magnitudes de referencia son que la cuenca genera un volumen total de agua
residual de tiempo seco de 727.536 m3/año y el volumen de
escorrentía total que es recogido en el sistema de alcantarillado (año analizado, muy próximo al año medio) es de
430.740 m3/año (Tablas 5 y 6).
Comparando las dos tablas anteriores, y más en concreto
las referentes a 9,9x Qm, se aprecia que la existencia del SCTR
reduce el volumen de RAU a casi la mitad. Las cargas de DBO5
y de DQO se reducen en un 44 %, pero los SST apenas se reducen en un 5 %. Hay que señalar que esta cuenca y el SCTR
tienen un comportamiento relativamente anómalo en cuanto a
sólidos en suspensión.
La gestión de la contaminación asociada a la escorrentía
urbana es difícil, sobre todo si se tiene en cuenta la naturaleza estocástica de las lluvias. Un sistema de saneamiento no se
puede dimensionar, a un “coste socialmente asumible”, para
que no produzca ningún tipo de vertido a lo largo del año.
En la figura 5 se presenta un ejemplo de las implicaciones que
supone, en necesidad de volumen por hectárea de depósitoaliviadero, en la cuenca urbana del Cancelón del saneamiento de Santiago de Compostela el reducir el número de
vertidos al año. Cada curva representa una estrategia de envío de caudal máximo hacia EDAR, en la cual deberá haber
una gestión adecuada del mismo.
Como se puede apreciar, con 10 metros cúbicos por hectárea neta y siete veces el caudal medio hacia EDAR (regulación de caudal mediante válvula de vórtice) se producen unos
90 vertidos de rebose por el aliviadero al año. Si se quiere
bajar a 20 vertidos (orden de magnitud manejado en algunas referencias técnicas) son precisos 60 metros cúbicos, es
decir, seis veces más de volumen de depósito. Los valores de
depósito que se suelen utilizar en el norte de España no su-
TABLA 4
TABLA 5
Resultados de la caracterización de dos sucesos de lluvia,
medidos antes de entrar en el SCTR y en el rebose
hacia el medio receptor
Cargas enviadas a medio receptor durante un año, en función
del caudal máximo (número de veces el caudal medio, Qm)
hacia EDAR con un aliviadero convencional (es decir, sin SCTR)
Suceso 021008
Parámetro
mg/l
Concentración
Máxima
Agua
residual
de tiempo seco
Suceso 020218
Concentración
Máxima
CMS
mg/l
CMS
Entrada
Entrada
Entrada
Entrada
Rebose
Rebose
Rebose
Rebose
SCTR
SCTR
SCTR
SCTR
SS
2.052
958
1.248
832
578
282
251
245
124
NTK
103
28
28
25
71
19
31
17
45
Masa RAU (toneladas)
estimadas a partir de valores medidos
Volumen vertido
Caudal
máximo hacia
EDAR
m3
%
SST
DBO5
DQO
2,5 Qm
332.026
77
108,9
22,6
74,4
5 Qm
222.806
51
73,1
15,2
50,0
7 Qm
168.494
39
55,3
11,5
37,7
9,9 Qm
116.977
27
38,4
8,0
26,2
TABLA 6
N-NH 4+
21,2
2,6
1,3
1,6
7,3
1,6
1,9
1,5
25
DBO5
760
287
176
126
255
50
73
41
196
Cargas enviadas a medio receptor en un año,
con caudal hacia EDAR de 9,9 x Qm y SCTR de 14,2 m3/ha neta
de capacidad de almacenamiento
Volumen vertido
Caudal a EDAR + SCTR
DQO
2.497
910
733
375
485
210
191
184
Masa RAU (toneladas)
m
%
SST
DBO5
DQO
6.5945
15,3
36,4
4,4
15,17
3
382
3
9,9 Qm + 14,2 m por ha neta
Fig. 5. Número de vertidos a medio receptor en función
del volumen de depósito por hectárea neta en la cuenca del Cancelón
y de diferentes caudales máximos enviados hacia EDAR.1
Fig. 6. Volumen total vertido en un año al medio receptor en función
del volumen de depósito por hectárea neta en la cuenca del Cancelón
y de diferentes caudales máximos enviados hacia EDAR.1
peran los 20 metros cúbicos por hectárea neta y el criterio de
máximo caudal a enviar a la EDAR es de 20 litros por segundo por cada 1.000 habitantes.
En la figura 6 se presentan los volúmenes de aguas de rebose que irían al medio receptor, con las hipótesis de enviar
diferentes caudales por el interceptor hacia la EDAR, en función de los metros cúbicos por hectárea neta de almacenamiento existente en el SCTR.
mejores técnicas disponibles, control de estándares de emisión (sustancias y concentraciones) y, si se impacta sobre el
medio receptor, impidiendo alcanzar el “buen estado ecológico de sus aguas”, controles más estrictos.
Llegados a este punto podemos hacernos una serie de
preguntas:
• ¿El vertido en tiempo de lluvia desde aliviaderos de las redes de alcantarillado unitario (aun existiendo un sistema de
control y tratamiento de reboses) cumple con la legislación?
¿Qué valores de estándares de emisión se deben aplicar?
• ¿Qué concentraciones máximas, o de CMS, pueden verterse a través de un aliviadero?
• Las masas de contaminación enviadas al medio receptor
¿tienen impactos significativos? ¿Están impidiendo que se
alcance el “buen estado ecológico del sistema acuático”?
Reflexiones sobre la situación presentada
Ante la situación presentada, en la que queda de manifiesto
que aun utilizando sistemas de control y tratamiento de reboses se generan vertidos (con concentraciones y cargas de contaminación significativas), parece razonable establecer un
“planteamiento combinado” para el control de estos vertidos:
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49
Impactos de las descargas urbanas
en los medios receptores
Los impactos de los RAU en los medios receptores fluviales
pueden ser de tipo químico, bio-químico, físico, higiénico, estético, hidráulico e hidrológico. Estos impactos también pueden
obedecer a una clasificación en función de la duración, y entonces estaríamos hablando de impactos agudos, de impactos
diferidos en el tiempo y de impactos por efectos acumulativos.
El principal efecto agudo en medio receptor es el descenso inmediato del oxígeno disuelto tras una descarga. Por
ejemplo, durante un RAU se pueden verter cantidades importantes de contaminantes demandantes de oxígeno. Sustancias fácilmente biodegradables y materia orgánica disuelta
provocan un aumento en la demanda de oxígeno por parte
de la masa bacteriana en suspensión y por absorción directa de los organismos bentónicos. La sedimentación de las
partículas de materia orgánica lentamente biodegradable
provoca un descenso retardado del oxígeno disuelto. Los contaminantes tóxicos (metales pesados, pesticidas, hidrocarburos, etc.) pueden llegar a producir impactos inmediatos al
medio receptor cuando las concentraciones son suficientemente altas. Particularmente interesantes son las descargas
cortas de amonio, ya que la forma no ionizada es fuertemente tóxica para la vida piscícola.
En una escala de tiempo más grande, los procesos de eutrofización provocan el desequilibrio de los ecosistemas a
consecuencia de la acumulación de los nutrientes vertidos por
los aliviaderos, que se suman a los ya aportados por la EDAR.
La exposición prolongada a contaminantes tóxicos puede
provocar efectos crónicos en la vida acuática debido a la absorción y acumulación de dichos elementos. Los efectos pueden ser de tipo cancerígeno o mutacional, algunos incluso a
niveles de exposición bajos. Los efectos de la bioacumulación,
los de las sinergias derivadas, así como los de la creación de
sustancias degradadas, pueden llegar a ser más nocivos que
los efectos del contaminante original e impedir el conocimiento sencillo y directo del impacto de muchos contaminantes.
Existen otros problemas importantes para el público en
general que están relacionados con la contaminación estética
debido al vertido de basuras, escombros y aceites, así como
con la contaminación higiénica debida a las bacterias fecales
y virus. Los RAU con elevadas concentraciones de sólidos en
suspensión inhiben la actividad biológica al reducir la penetración de luz y al sedimentar cubren el substrato del fondo
con capas anaeróbicas de materiales finos.
Los RAU provocan cambios locales importantes en las
condiciones hidráulicas del flujo en el medio receptor. Se pueden provocar efectos agudos en los organismos que viven cerca del lecho y de las riberas debido al aumento de la turbulencia del fondo. La descarga de sólidos sedimentables por
parte de la EDAR y a través de los RAU puede llegar a sellar
el lecho del cauce respecto a la masa de agua y por tanto
destruir el hábitat de los macroinvertebrados. A largo plazo,
la propia morfología del río se puede ver afectada por los
cambios en su régimen hidráulico. La tabla 7 resume los efectos más relevantes de los RAU sobre los medios receptores.
50
I.T. N.O 71. 2005
TABLA 7
Tipología de impactos generados por los reboses
de alcantarillado unitario en tiempo de lluvia7
Escala temporal
Agudo
(minutos, horas)
Diferido
(días, semanas)
Acumulativo
(meses, años)
Caracterización
Variable indicadora
Hidráulica
Caudal, erosión del fondo, tensiones tangenciales
Química
Sustancias tóxicas (NH3)
Física
Sólidos en suspensión
Bio-química
Descenso de OD en el agua
Higiénica
Bacterias, virus
Estética
Material flotante, olores
Hidráulica
Capacidad de transporte de sedimentos
Química
Sustancias tóxicas (NH3, NO 2-)
Bio-química
Descenso de OD en los sedimentos
Higiénica
Bacterias, virus
Estética
Flotantes, detritos, aceites
Hidrológica
Régimen de caudales, morfología
Química
Metales pesados, orgánicos habituales,
sedimentos orgánicos e inorgánicos
Bio-química
Descenso de oxígeno (eutrofización)
Un análisis de los impactos mencionados en la anterior tabla refleja que son debidos a diversas causas (por ejemplo de
tipo hidráulico, químico, físico, bio-químico, etc.) y que actúan
en escalas temporales y espaciales diferentes. Es más, la valoración de los impactos globales ha de considerar la sinergia
entre los impactos de las descargas urbanas y las condiciones
del medio receptor. Este último incluye al régimen hidrológico
(por ejemplo inundaciones, sequías, caudales regulados, etc.),
la morfología del medio receptor (por ejemplo la forma y la
estabilidad del lecho del cauce), el clima y las características
ecológicas del sistema acuático fluvial.
Marco legislativo y normativo
en control de emisión
Directiva 91/271 sobre el tratamiento
de las aguas residuales urbanas
La Directiva 91/271 sobre tratamiento de aguas residuales es
poco explícita en relación con los vertidos en tiempo de lluvia
desde los sistemas de saneamiento unitarios. Solo comenta de
forma genérica que todo tipo de agua que entre en una red
unitaria deberá ser tratada y cita, de forma explícita, la necesidad de minimizar los vertidos de las aguas de tormenta.
Deja a los Estados miembros la libertad de limitar la contaminación del agua de los reboses mediante el establecimiento de una determinada dilución en el momento del vertido o
la imposición de un número máximo de reboses al año. En esta Directiva se habla de “sistemas de alcantarillado conformes”; podríamos replantearnos qué es en realidad un “alcantarillado conforme”; el análisis puede llegar a ser mucho
más complejo que el necesario para calificar como conforme
a una estación depuradora de aguas residuales.
En España nunca se ha establecido una referencia legal
que limite la contaminación vertida por los RAU sobre medios
acuáticos fluviales. La única referencia que contempla y establece unos límites a los vertidos en tiempo de lluvia desde sistemas de saneamiento unitarios es la “Instrucción para el proyecto de conducciones de vertidos desde tierra al mar”, Orden del 13 de julio de 1993, B.O.E. de 27 de julio de 1993.
Norma UNE-EN 752 sobre sistemas de desagües
y de alcantarillado exteriores a edificios
La normativa “UNE-EN 752: “Sistemas de desagües y de alcantarillado exteriores a edificios” también hace una aproximación a la problemática de los sistemas de saneamiento en
tiempo de lluvia. La norma europea se gestó a lo largo de los
años noventa, y sus sucesivos apartados fueron apareciendo
desde el año 1995 hasta el año 1998. Es, pues, una norma
relativamente reciente y sus miras, por lo tanto, coinciden con
los criterios que han sido apuntados en los apartados anteriores. Las diferentes normativas vigentes en distintos países
europeos y, por encima de otras, las inglesas y alemanas, que
han calado fuertemente en otros países, tienen su reflejo en
esta norma que tiende a unificar por inclusión, es decir, admite de un modo más o menos explícito las distintas formas
de hacer de los distintos países, bajando solo muy esporádicamente a la cuantificación. Es una norma de conceptos. Se
pueden destacar dos ideas clave:
• El respeto al medio ambiente como punto de referencia del
saneamiento.
• El aseguramiento de la calidad como criterio de proyecto y
gestión.
Es interesante resaltar que en el apartado de generalidades de esta norma ya se destaca que se considera el sistema
de saneamiento como un sistema integral, incluyendo las redes
de colectores, los sistemas de tratamiento, el control de vertidos y el medio receptor. Los requisitos de comportamiento están, pues, condicionados por los impactos al medio receptor.
La norma cita, entre los requisitos básicos de comportamiento a los que deben ajustarse los sistemas de desagüe y
de alcantarillado, que la frecuencia de rebosamiento estará
limitada a los valores establecidos, y que el medio receptor
deberá protegerse de la contaminación dentro de los límites
prescritos. Conviene resaltar el apartado dedicado a los aliviaderos. Se apuntan como factores a considerar para el diseño de los aliviaderos los caudales, el volumen, duración y
frecuencia de las descargas, las concentraciones y las cargas
contaminantes, y la presión hidrobiológica.
Tras esta relación de factores se ocultan todas las tendencias que se han ido desarrollando en Europa para fijar los
caudales que deben llevarse a depurar y los que pueden ser
vertidos al medio receptor en situaciones de lluvia a través de
aliviaderos. En ausencia de un criterio de consenso, la norma
cita los aspectos conceptuales a tener en cuenta, de modo que
prácticamente todas las fórmulas empleadas por las distintas
administraciones encajan en la norma.
En la parte 4 de la norma (UNE-EN 752-4) dedicada al diseño hidráulico y consideraciones medioambientales se vuelve
sobre los objetivos que se persiguen en el sistema de saneamiento y se recalca que se deben proteger los medios receptores por encima de su capacidad de autodepuración. En esta parte se distingue entre limitaciones generales de contaminación aplicables a título general, y limitaciones aplicables a
zonas sensibles (tomas de aguas potables, zonas de baño, de
pesca, ecosistemas especiales) en las que se requiere un seguimiento exhaustivo de los límites de emisión, y una evalua-
ción de los impactos a corto, medio y largo plazo. En este párrafo aparentemente trivial se esconde la aportación conceptual más exigente de la norma.
Consciente de que las principales cargas de contaminación provienen de los reboses o descargas de saneamientos
unitarios (RAU), propone un primer criterio para el diseño de
aliviaderos de descarga basado en el concepto de lluvia crítica, que se plasma en una capacidad de retención en el sistema de 10-30 l/s ha drenada, según el grado de protección
requerida. Otro criterio, propuesto para zonas menos sensibles, es el vertido de caudales por encima de 5-8 veces el
caudal medio en tiempo seco.
Tras estas cifras subyacen los criterios de distintas normativas europeas, pero sobre todo las de Gran Bretaña y las de
Alemania. Cabe aquí apuntar que las dos filosofías impresas
en la norma son perfectamente reconciliables, ya que nada impide diseñar los interceptores para caudales intermedios (del
orden de 4-5 Qm), construir depósitos pequeños (del orden de
5-8 m3/ha drenada), y aprovechar los decantadores primarios de las depuradoras, e incluso los propios colectores, como
elementos de laminación adicional, con lo que el volumen
efectivo aumenta a veces hasta niveles satisfactorios. Los diseños de la Confederación Hidrográfica del Norte9 siguen este
criterio mixto, que está perfectamente de acuerdo con el espíritu de la norma EN-752, que solo acota posibles tendencias.
Directiva Marco del Agua y la identificación
de presiones e impactos
La Directiva Marco de Aguas establece la necesidad de identificar y valorar las presiones e impactos que sufren nuestros
medios acuáticos. Para ello estableció la fecha de diciembre
de 2004, en la cual los países miembros debían elaborar un
informe en el que se identificasen las presiones en las demarcaciones hidrográficas. Entre las presiones a identificar, lógicamente, estaban los vertidos de aguas residuales o aguas
contaminadas, tanto puntuales como difusas. De hecho, la Directiva establece que dentro de los Programas de Medidas
que se elaboren para cada demarcación se haga especial incidencia en el control de vertidos puntuales (autorización previa y registro).
El impacto es resultado de una presión sobre el estado de
la masa de agua. Este efecto depende de la susceptibilidad
del medio y de los objetivos medioambientales que debe alcanzar una masa de agua. La susceptibilidad de la masa de
agua superficial puede depender de muchos aspectos, pero
uno de los más influyentes es el caudal circulante. Por otro lado, el efecto producido debe valorarse con los criterios de calidad previstos en la Directiva Marco de Aguas, es decir, comparando con los objetivos medioambientales, que pueden sintetizarse de la siguiente manera: a) alcanzar un buen estado,
b) alcanzar el buen potencial ecológico y buen estado químico, c) prevenir el deterioro, y d) cumplir los requerimientos sobre las sustancias prioritarias.
Con el fin de orientar la identificación de presiones e impactos se elaboró la guía “Common Implemntation Strategy
for the Water Framework Directive (2000/60/ec). Guidance
I.T. N.o 71. 2005
51
Document nº 3. Analysis of Pressures and Impacts”, que fue
trasladada, en parte, al contexto español mediante el documento “Manual para el análisis de presiones e impactos relacionados con la contaminación de las masas de agua superficiales”, de 3 de junio de 2004, de la Subdirección General
de Tratamiento y Control de la Calidad de las Aguas, del Ministerio de Medio Ambiente.
El documento español habla, por ejemplo, de la “Evaluación IMPRESS cualitativa”, que debe comprender los siguientes estudios: a) Identificación de las masas de agua; b) Identificación de las presiones significativas; c) Análisis del impacto; y d) Evaluación del riesgo de incumplir los objetivos
medioambientales.
Este documento presenta una tabla de “valores umbral para identificar las presiones significativas procedentes de fuentes
puntuales” y otra de fuentes difusas. Estas tablas también figuran en el documento guía de referencia de la Unión Europea.
El documento español es relativamente corto. Considera como
presiones del tipo “fuentes puntuales” los “vertidos urbanos de
poblaciones mayores de 2.000 h-e” y cita como último parámetro “efectos de la escorrentía urbana”, lo cual implica que los
vertidos en tiempo de lluvia deben ser considerados, tanto los
RAU como los procedentes de los sistemas separativos.
En cuanto a fuentes difusas especifica como presiones significativas las autopistas y autovías (utiliza como umbral el
tanto por ciento de terreno ocupado) y fija como parámetros
el porcentaje respecto a la cuenca y el tipo de contaminantes,
en especial hidrocarburos, PAHs, plomo y herbicidas.
La “Guidance Document nº 3. Analysis of Pressures and Impacts” es más completa a la hora de identificar presiones e impactos. En presiones significativas de fuentes puntuales relacionadas con los vertidos en tiempo de lluvia identifica los “Storm
water and emergency overflows”, y en presiones significativas
de fuentes difusas identifica las generadas por el “Urban drainage (including runoff)”, que incluiría: “industrial/commercial
estates, urban areas (including sewer networks), airports, trunk
roads, railway tracks and facilities” y “harbours”.
Orden MAM/1873/2004
sobre autorización de vertido y liquidación
del canon de control de vertidos regulados
La Orden MAM/1873/2004, de 2 de junio, por la que se
aprueban los modelos oficiales para la declaración de vertido y se desarrollan determinados aspectos relativos a la autorización de vertido y liquidación del canon de control de
vertidos regulados en el Real Decreto 606/2003, de 23 de
mayo, de reforma del Real Decreto 849/1986, de 11 de
abril, por el que se aprueba el Reglamento de Dominio Público Hidráulico, que desarrolla los Títulos preliminar, I, IV, V, VI
y VII de la Ley 29/1985, de 2 de agosto, de Aguas, establece la necesidad de controlar los vertidos de “redes separativas de pluviales” y “vertidos desde aliviaderos”. Cumple, en
concreto, con lo dictado en la DMA sobre control de vertidos
puntuales, pero, ¿cómo se va a realizar el control de los vertidos realizados desde los aliviaderos de los sistemas de saneamiento unitario? ¿Existe un criterio racional, o unos están52
I.T. N.O 71. 2005
dares de valores de masas de contaminación o de concentraciones máximas a verter desde un aliviadero? Tomar como referencias de valores permitidos para los reboses los de las
concentraciones fijadas para el vertido de una EDAR o los valores fijados de calidad de aguas en el medio receptor puede
llegar a obligar a construir volúmenes de depósitos nada habituales hasta ahora o, incluso, a realizar tratamientos de depuración en línea (por ejemplo procesos físico-químicos) en
los propios puntos de vertido. Evidentemente todo es posible,
pero con unos costes de construcción y unos costes de explotación muy elevados.
Necesidad de elaborar nuevos estándares
de calidad de aguas para sucesos
transitorios o descargas intermitentes
Como queda puesto de manifiesto, en España no se ha adoptado una estrategia clara o se han establecido unas directrices que permitan, en primer lugar, disponer de criterios claros para optimizar el funcionamiento de los sistemas de saneamiento unitario en tiempo de lluvia y, en segundo lugar,
considerar el carácter excepcional de los reboses de alcantarillado unitario. Como se ha ido justificando en los párrafos
anteriores, parece necesario elaborar una estrategia específica que permita el sobrepasar ocasionalmente los límites de
emisión y de alteraciones transitorias de la calidad del agua
sin que por ello se cause un impacto significativo sobre los
ecosistemas acuáticos.
El impacto de descargas urbanas sobre ríos, lagos, estuarios y aguas costeras ha sido muy estudiado. Como resultado
se ha generado un gran número de estándares de calidad de
agua para la protección de diferentes usos y se han desarrollado complicadas estrategias de toma de muestras, junto con
la aplicación de sofisticadas técnicas de modelización, para
asegurar el cumplimiento de los estándares pensados para descargas en continuo. Por el contrario, se ha puesto poca atención al desarrollo de estándares de control para las descargas
intermitentes. El desarrollo de estos estándares es importante ya
que van a determinar los criterios de diseño de sistemas de saneamiento, sobre todo para que cumplan su función ante sucesos de lluvia y permitan alcanzar los objetivos de calidad fijados en el medio acuático receptor.
Una gran parte de la normativa de calidad de aguas se
apoya en el establecimiento de estándares basados en el cumplimiento de percentiles para definir la clase de usos que se
pueden permitir en las aguas de los ríos. Estos estándares incluyen DBO, OD, amonio total, amonio no ionizado o contaminación bacteriológica, expresando los cumplimientos en términos de percentiles del 90 % o 95 %, para la DBO o el nitrógeno amoniacal por ejemplo, o del 10 % para el oxígeno disuelto. El objetivo de este tipo de estándares basados en percentiles anuales es asegurar un adecuado nivel de protección
de los ecosistemas contra los vertidos en continuo. Sin embargo, las descargas en tiempo de lluvia pueden afectar fuertemente a la calidad de las aguas del río en relativamente cortos
períodos de tiempo, ya que sus elevadas concentraciones pueden tener un impacto desproporcionado sobre la vida acuática.
Actualmente hay dos tendencias en las legislaciones de
otros países para identificar estándares útiles para proteger
los ecosistemas de agua dulce de los episodios de contaminación en tiempo de lluvia, que son9:
• Estándares intermitentes, los cuales estarían directamente
relacionados con las características de los sucesos que causan estrés en los ecosistemas acuáticos. Estos estándares se
expresarían en términos de concentración-duración, relacionándolos con un período de retorno o frecuencia.
• Estándares que trabajen con percentiles de cumplimiento altos, tales como los orientados a cumplir el 99 %, que surgirían como extrapolación de los 90 %-95 %.
La aproximación desarrollada en un principio para elaborar estándares para descargas intermitentes en Estados
Unidos, Gran Bretaña y Japón consistió en especificar los máximos valores admisibles expresados por el percentil del 99 %,
junto con algún otro estadístico y un sencillo balance de masas. Mientras esta aproximación iba dando resultados alentadores surgían dudas a la hora de determinar cuántos días al
año las descargas podían incumplir los valores fijados.
Algunos autores opinaron que esta aproximación convencional, como respuesta a la problemática existente, tenía poca relevancia para la contaminación generada por descargas
intermitentes en saneamientos urbanos. Proponían que lo necesario era un planteamiento que tuviese en cuenta no solo las
concentraciones de contaminación, sino también la duración
y la frecuencia de los episodios de contaminación. Esta es un
área de investigación comenzada hace unos quince años y ya
existe en la actualidad un considerable trabajo hecho.10
Se puede citar como ejemplo que tanto en Dinamarca como en el Reino Unido se han desarrollado normativas internas con estándares que especifican la magnitud, la duración
y la frecuencia de las concentraciones de oxígeno disuelto
(OD) necesarias para la protección de los peces en agua dulce. La concentración de OD en los ríos afectados por una descarga de RAU con materia orgánica biodegradable es el parámetro fundamental y, por lo tanto, se deben especificar criterios apropiados para él. Los reboses de alcantarillado unitario en tiempo de lluvia también aportan otros tipos de contaminantes de efecto inmediato, pero normalmente son menos
importantes y siguen las mismas tendencias.
El estándar de calidad de agua danés (requerimiento para tiempo seco) de OD, en un río truchero, es una media diaria de 9 mg/l y un valor mínimo de OD de 6 mg/l. Estos valores se deben cumplir para descargas continuas. No obstante, tienen claro que estos estándares serán violados durante
los sucesos de RAU. Por lo tanto aceptan que se debe formular un criterio diferente para estos casos.
La figura 7 muestra el principio del estándar de calidad
de agua para el impacto del los efectos de bajas concentraciones de OD producidas por un RAU sobre las poblaciones
de peces de un río recomendado por el “Danish Water Pollution Control Committeé”.
Para obtener más datos sobre ecotoxicología y generar
estándares fiables, se llevaron a cabo por parte del “Water
Research Centre” en Gran Bretaña estudios de laboratorio y
de campo. Utilizando estos resultados fue posible desarrollar
una de las primeras aproximaciones de estándares tridimen-
Fig. 7. Criterios recomendados para sucesos estadísticos extremos de concentraciones de OD para ríos afectados por RAU.11
I.T. N.o 71. 2005
53
Fig. 8. Estándar de oxígeno disuelto para la protección
de la vida acuática de sucesos transitorios de contaminación.12
Fig. 9. Estándar de nitrógeno amoniacal no ionizado para la protección
de la vida acuática de sucesos transitorios de contaminación.12
sionales para oxígeno disuelto y amonio. Ellis et al. (1992)
sugirieron que estos estándares tridimensionales se basasen
también en las tasas de bioacumulación sobre invertebrados
y no solo en concentraciones en el agua, ya que tales criterios
permitirían incorporar consideraciones sobre la calidad de
los sedimentos, y los posibles sucesos de toxicidad aguda y
toxicidad crónica (Figs. 8 y 9).
En la actualidad una metodología de referencia es la que
se desarrolla en el manual “Urban Pollution Management”
(UPM), de la “Foundation for Water Research”.9 El manual presenta una metodología completa basada en estándares para
tiempo de lluvia que están directamente relacionados con las
situaciones que causan impacto sobre los ecosistemas de agua
dulce basados en investigaciones ecotoxicológicas. Estos estándares, para oxígeno disuelto y amonio no ionizado, se expresan en términos de concentración y duración, asociados a
un rango de períodos de retorno para sucesos independientes. Los estándares que propone el UPM para oxígeno disuelto y para amonio no ionizado se presentan en la tabla 8.
TABLA 8
Estándares intermitentes para oxígeno disuelto y amoniaco
Concentración de oxígeno disuelto (mg/l)
Período
de
retorno
Salmónidos
Ecosistemas marginales
de ciprínidos
Ciprínidos
1h
6h
24 h
1h
6h
24 h
1h
6h
24 h
1 mes
5,0
5,5
6,0
4,0
5,0
5,5
3,0
3,5
4,0
3 meses
4,5
5,0
5,5
3,5
4,5
5,0
2,5
3,0
3,5
1 año
4,0
4,5
5,0
3,0
4,0
4,5
2,0
2,5
3,0
Concentración de amoniaco (mg/l)
Período
de
retorno
Salmónidos
Ecosistemas marginales
de ciprínidos
Ciprínidos
1h
6h
24 h
1h
6h
24 h
1h
6h
24 h
1 mes
0,065
0,025
0,018
0,150
0,075
0,030
0,175
0,100
0,050
3 meses
0,095
0,035
0,025
0,225
0,125
0,050
0,250
0,150
0,080
1 año
0,105
0,040
0,030
0,250
0,150
0,065
0,300
0,200
0,140
54
I.T. N.O 71. 2005
Conclusiones
Si bien la DMA define el “marco común” y unos principios y
objetivos generales, es consciente de que existen condiciones
y necesidades diversas en la Comunidad que requieren soluciones específicas. De hecho, los Programas de Medidas deben ajustarse a esas condiciones regionales y locales (ámbito
de demarcación hidrográfica, ámbito autonómico e incluso
ámbito local). Queda claro que la problemática de los vertidos en tiempo de lluvia desde sistemas de saneamiento debe
ser objeto de “programas de medidas específicas locales”,
que podrían relacionarse, en principio, con el régimen de lluvias, el tipo de sistema de saneamiento, el tipo de sistema
acuático, su clasificación y los objetivos de calidad fijados.
Es en el Artículo 4 en donde la Directiva establece los “objetivos medioambientales” y en donde define los “objetivos
medioambientales menos rigurosos”. Este último tipo de objetivos podrían establecerse en masas de agua específicas
cuando estén tan afectadas por la actividad humana, o su
condición natural sea tal, que alcanzar dichos objetivos sea
inviable o tenga un coste desproporcionado, y se cumplan en
su totalidad una serie de condiciones. Aparece el concepto de
“objetivos medioambientales menos rigurosos” junto con la
idea de “objetivo inviable” o “coste desproporcionado”. Como
ya se ha citado, la apreciación actual es que conseguir “vertido cero” en tiempo de lluvia en sistemas de saneamiento unitario implica un “coste desproporcionado”, por lo tanto se deben tomar medias específicas que consideren la singularidad
de estos vertidos o ser menos ambiciosos en los objetivos.
En el Artículo 8, junto con el Anejo 5, se define cómo debe ser el “seguimiento del estado ecológico y del estado químico de las aguas superficiales” y la “periodicidad de los
controles”. Se habla de que “se optará por una periodicidad
de control que tenga en cuenta el carácter variable de los parámetros debido a las condiciones naturales y antropogénicas”. Cuando se analizan los períodos de muestreo propuestos se ve que son del orden de meses, y que no se consideran
sucesos transitorios del orden de horas o días. Sin embargo,
la presencia de los RAU, o de los vertidos directos de las redes de alcantarillado de pluviales, pueden condicionar de for-
ma transitoria o crónica a los sistemas acuáticos. Sería necesario, por lo tanto, desarrollar procedimientos específicos de
control y vigilancia para este tipo de vertidos.
Como ya se citó, en el Artículo 10, “planteamiento combinado respecto a fuentes puntuales y difusas”, se introduce
el concepto de “mejores técnicas disponibles” y “mejores
prácticas medioambientales”. Se debe proceder a una catalogación y valoración de técnicas disponibles, tanto en el control y tratamiento de los RAU o reboses de alcantarillado unitario, como para tratar la contaminación de las aguas pluviales. Son necesarias unas directrices y unos criterios de diseño. En otros países ya existen.
Es necesario considerar los reboses de alcantarillado unitario como excepcionales y darles un tratamiento legal y normativo especial, diferente a los establecidos para descargas
continuas. Los estándares intermitentes de control de la calidad
del agua en el medio receptor pueden ser una útil herramienta de apoyo para conseguir acotar el impacto de los RAU sobre los medios receptores y deben permitir mantener el “buen
estado ecológico” de los mismos siempre que sea posible.
A pesar de los estudios existentes, todavía se sabe muy
poco de cómo se moviliza y evoluciona la contaminación en
los sistemas de saneamiento en tiempo de lluvia (¿qué concentraciones de sustancias peligrosas se vierten?) y se sabe
muy poco del rendimiento de las muchas infraestructuras de
control y tratamiento de reboses que se han construido. Tampoco es mucho el conocimiento que se tiene de los impactos
de los RAU sobre los medios acuáticos. Se deben intensificar
los estudios y la investigación en estos tres campos para poder realizar una correcta evaluación de los riesgos, y conocer
si realmente los RAU son presiones significativas.
La próxima revisión y actualización del Plan Nacional de Saneamiento no debe ser ajena a toda esta problemática y debe
planificar y valorar con fiabilidad lo que va a costar realmente
realizar un control adecuado de los vertidos en tiempo de lluvia
y sus impactos sobre los medios receptores, con el fin de alcanzar el tan deseado “buen estado ecológico de las aguas”.
La planificación y gestión integrada de nuestros sistemas
de saneamiento debe basarse en la asunción de nuevos puntos de vista y objetivos. Acompañando a los objetivos de calidad fijados para los ecosistemas acuáticos debe asumirse
también la voluntad de pagar, o “invertir”, para obtener una
determinada calidad. Técnicamente hay muchas cuestiones
relacionadas con la naturaleza estocástica de los elementos
del sistema con los que es necesario trabajar, por lo que la interacción óptima entre las “variables instrumentales” y las
“variables ambientales” permitirá llegar a los resultados deseados en la gestión de las aguas en los sistemas de saneamiento, tanto en tiempo seco como en tiempo de lluvia.
Los ingenieros y científicos deben unir sus esfuerzos, tanto en las fases de planificación, como de diseño y de explotación, para obtener el máximo beneficio de la gestión del sistema. Además, las mejoras finales, el cumplimiento de objetivos con la máxima relación eficacia-coste, deberán ser apreciadas por los ciudadanos.
■
Joaquín Suárez López y Juan Cagiao Villar
Grupo de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente*
E.T.S de Ingenieros De Caminos, Canales Y Puertos
Universidade da Coruña
* Otros miembros del Grupo de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente que son coautores de este artículo son: Jerónimo Puertas Agudo, Alfredo Jácome Burgos, María Beneyto González-Baylín y José Anta Álvarez, de la Universidade da Coruña, y
Javier Temprano González, de la Universidad de Cantabria.
Reconocimientos
Se agradece la posibilidad de realizar los estudios en el sistema de saneamiento de
Santiago de Compostela a la Comisión Interministerial de Ciencia y Tecnología del Ministerio de Ciencia y Tecnología por la financiación del proyecto CICYT HID-99-0310
y a las entidades siguientes: Concello de Santiago de Compostela, Aquagest Galicia
S.A., Confederación Hidrográfica del Norte y Xunta de Galicia.
Bibliografía
1. Beneyto González-Baylín, M. (2004), “Evaluación de los rendimientos de depósitos
de detención-aliviadero en redes de saneamiento unitarias e cuencas de la España Húmeda”, Tesis Doctoral, Director Joaquín Suárez, Grupo de Ingeniería del
Agua y del Medio Ambiente de la Universidade da Coruña, E.T.S de Ingenieros de
Caminos, Canales y Puertos, A Coruña, España.
2. Cagiao Villar, J. (2002), “Estudio del funcionamiento hidráulico y de la movilización de
la contaminación durante sucesos de lluvia en una cuenca unitaria y una separativa
en el noroeste de España”, Tesis Doctoral, Dirección: Joaquín Suárez y Jerónimo
Puertas, Grupo de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente de la Universidade da
Coruña, E.T.S de Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos, A Coruña, España.
3. Cagio, J., Díaz-Fierros, F., Jácome, A., Puertas, J., Suárez, J. (1998), “The early stages in the CSO characteristisation in the city of Santiago de Compostela (Spain)”,
UDM ’98, “Fourth International Conference on Developments in Urban Drainage
Modelling”, 21-24 septiembre, IAWQ, IAHR, UNESCO, vol. 2, pp. 643-648.
4. Hontoria, E. (1985), “Evaluación de la contaminación por escorrentía superficial urbana”, Tesis Doctoral, Director: A. Hernández, Universidad Politécnica de Madrid, Madrid.
5. “Water Quality and impact in natural waters from sewera and drainages”, “Benicassim Workshop”, 28 de noviembre a 1 de diciembre de 1995, organizado por la Unidad Docente de Mecánica de Fluidos de la Universidad Politécnica de Valencia y
“The C.S.O. Information Group”.
6. Barro, J.R., Suárez, J., Puertas, J., Beneyto, M., Anta, J., Cagiao, J. (2004), “Problemática y técnicas de gestión de la contaminación de la escorrentía urbana en
sistemas de saneamiento separativos y unitarios”, en el “XXII Curso sobre tratamiento de aguas residuales y explotación de estaciones depuradoras”, Tomo II,
CEDEX, Ministerio de Fomento y Ministerio de Medio Ambiente, Madrid.
7. Schilling, W., Bauwens, W., Borchardt, D., Krebs, M., Rauch, W., Vanrolleghem,
M. (1997), “On the relation urban wastewater management needs and receiving
water objectives“, comunicaciones del congreso “Environmental and Coastal Hydraulics: Protecting the Aquatic Habitat”, volumen 1, “American Society of Civil Engineers”, pp. 510-515, San Francisco, ISBN 0-7844-0272-8.
8. Confederación Hidrográfica del Norte (1989). Especificaciones técnicas básicas
para proyectos de conducciones generales de saneamiento, 33 págs., Dirección
General de Obras Hidráulicas, MOPTMA.
9. “Foundation for Water Research” (FWR) (1998), Urban Pollution Management
(UPM). A planning guide for the management of urban wastewater discharges during wet weather, segunda edición, CD, ISBN 0952171244.
10. Suárez, J. (1994), “Modelos de calidad del agua del río Nalón: aplicación al estudio del estiaje húmedo”, Tesis Doctoral, Director: Iñaki Tejero, Escuela Técnica
Superior de Ingenieros de Caminos, C. y P., Universidad de Cantabria, Santander.
11. House, M.A., Ellis, J.B., Herricks, E.E., Hvitved-Jacobsen, T., Seager, J., Lijklema,
L., Aalderiink, H., Clifforde, I.T. ((1993), “Urban drainage-impacts on receiving water quality”, Wat. Sci. Tech., Vol. 27, Nº 12, pp. 117-158.
12. Lijklema, L., Tyson, J.M. (1993), “Urban water quality: interactions between sewers, treatment plants and receiving waters”, Wat. Sci. Tech., Vol 27, Nº 5-6,
pp. 29-33, IAWQ.
I.T. N.o 71. 2005
55