Pulpo, otoño de 2010.

Pulpo, otoño de 2010.

Pulpo, otoño de 2010.

ISSN 0187-8336
Vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Portada: cascadas en el río Paraná, en la frontera entre Brasil y
Argentina, Cascadas de Iguazú.
En Venezuela, el problema más importante que afecta la
disponibilidad del recurso agua es el deterioro de las cuencas
hidrográficas, que tiene su origen en la modificación de los
patrones de uso tradicional de la tierra. La cuenca del río
Cataniapo, en el estado Amazonas, no escapa de esta realidad,
siendo aún mayor el problema si se considera que es y será por
mucho tiempo la fuente más económica de abastecimiento de
agua de Puerto Ayacucho, capital del estado. Ver el artículo
“Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas,
Venezuela” de Simón Astiz (pp. 5-20).
Foto: Francisco Javier Aparicio Mijares.

Pulpo, otoño de 2010.
Foto: Carlos Federico Ruiz Flores.

Contenido Contents
Artículos técnicos
Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo,
Amazonas, Venezuela
Simón Astiz
Estimación de la carga de nitratos en una cuenca
rural y su relación con la variabilidad climática
Mónica Gelmi
Rafael Santiago Seoane
Variaciones en la calibración de un aforador
Parshall
Edmundo Pedroza-González
Jorge Leonel Ángel-Hurtado
Determinación de las aportaciones de agua
dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina
Grande, Oaxaca, México, por medio de isótopos
ambientales
Miguel Ángel Mejía-González
Luis González-Hita
Joselina Espinoza-Ayala
José Alfredo González-Verdugo
Recuperación de agua de efluentes de una
industria de cereales utilizando membranas
Jesús Escobar-Jiménez
Claudia Muro-Urista
Mario Esparza-Soto
Rosa María Gómez-Espinoza
Carmen Díaz-Nava
Beatriz García-Gaitán
Rosa Elena Ortega-Aguilar
Rosa Elvira Zavala-Arce
Interacción de aislados bacterianos rizosféricos
con metales de importancia ambiental
Irina Salgado-Bernal
María Elena Carballo-Valdés
Armando Martínez-Sardiñas
Mario Cruz-Arias
María del Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa
Operación de tres presas hidroeléctricas usando
curvas guía y programación dinámica estocástica
Maritza L. Arganis-Juárez
Rosalva Mendoza-Ramírez
Ramón Domínguez-Mora
Estudio de la dinámica morfológica del río
Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de
datos
Juan Pedro Martín-Vide
Eduard Rodríguez-Máñez
Carles Ferrer-Boix
Francisco Núñez-González
David Maruny-Vilalta
Technical articles
Water resource degradation in the Cataniapo River, 5
Amazons, Venezuela
Simón Astiz
Nitrate loads estimation in a rural basin and its 21
relationship with the climate variability
Mónica Gelmi
Rafael Santiago Seoane
Variations in a Parshall flume calibration 35
Edmundo Pedroza-González
Jorge Leonel Ángel-Hurtado
Use of environmental isotopes to determine the 53
contribution of fresh water to Chacahua and Salina
Grande coastal lagoons, Oaxaca Mexico
Miguel Ángel Mejía-González
Luis González-Hita
Joselina Espinoza-Ayala
José Alfredo González-Verdugo
Use of membranes to recover effluent water from the 65
cereal industry
Jesús Escobar-Jiménez
Claudia Muro-Urista
Mario Esparza-Soto
Rosa María Gómez-Espinoza
Carmen Díaz-Nava
Beatriz García-Gaitán
Rosa Elena Ortega-Aguilar
Rosa Elvira Zavala-Arce
Interaction of rhizosphere bacterial isolates with 83
environmentally significant metals
Irina Salgado-Bernal
María Elena Carballo-Valdés
Armando Martínez-Sardiñas
Mario Cruz-Arias
María del Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa
Operation of three hydroelectric dams using guide 97
curves and stochastic dynamic programming
Maritza L. Arganis-Juárez
Rosalva Mendoza-Ramírez
Ramón Domínguez-Mora
Morphodynamic study of the Fluvia River. Scope and 115
methods in light of data scarcity
Juan Pedro Martín-Vide
Eduard Rodríguez-Máñez
Carles Ferrer-Boix
Francisco Núñez-González
David Maruny-Vilalta

Notas técnicas
Estimación de pérdidas de agua en tramos de
ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central
de Chile
José Luis Arumí-Ribera
Diego Andrés Rivera-Salazar
Alfonso Rougier-Herrera
Ricardo Díaz-Borquez
Calidad ambiental de la laguna urbana
La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
Alberto J. Sánchez
Miguel Ángel Salcedo
Alberto A. Macossay-Cortez
Yedith Feria-Díaz
Lucero Vázquez
Natalia Ovando
Leonardo Rosado
La biofiltración sobre materiales orgánicos,
nueva tecnología sustentable para tratar agua
residual en pequeñas comunidades e industrias
Marco A. Garzón-Zúñiga
Gerardo Buelna
Gabriela E. Moeller-Chávez
Resultados de 35 batimetrías de la región
centro-noreste de México, según el Diagrama
Universal de Sedimentación en Embalses de
Zhide Zhou
Daniel Francisco Campos Aranda
Technical notes
Estimation of water losses in sections of rivers in the 135
Laja-Diguillín system, central region of Chile
José Luis Arumí-Ribera
Diego Andrés Rivera-Salazar
Alfonso Rougier-Herrera
Ricardo Díaz-Borquez
Environmental quality of the La Polvora urban lagoon 143
in the Grijalva river watershed
Alberto J. Sánchez
Miguel Ángel Salcedo
Alberto A. Macossay-Cortez
Yedith Feria-Díaz
Lucero Vázquez
Natalia Ovando
Leonardo Rosado
Biofiltration on organic media, a new sustainable 153
technology for wastewater treatment in small
communities and industries
Marco A. Garzón-Zúñiga
Gerardo Buelna
Gabriela E. Moeller-Chávez
Results for 35 bathymetries in the Northeastern-Central 163
region of Mexico, according to the Universal Reservoir
Sedimentation Diagram by Zhide Zhou
Daniel Francisco Campos Aranda
Discusión
Guía para colaboradores
Discussion 175
Contributor’s guide 177

Deterioro del recurso agua en el río
Cataniapo, Amazonas, Venezuela
• Simón Astiz •
Universidad Simón Bolívar, Venezuela
Universidad Autónoma de Barcelona, España
Resumen
La cuenca del río Cataniapo, única fuente de agua para la ciudad de Puerto
Ayacucho en la amazonía venezolana, está siendo sometida a una intensa presión
ambiental por la anárquica expansión agrícola y urbanística local. Con la finalidad de
caracterizar la alteración espacio-temporal en su calidad de agua fueron colectadas
trimestralmente muestras de agua y sedimento en las secciones alta, media y baja
del río Cataniapo entre los años 2000 y 2003. Fueron determinados los siguientes
parámetros y compuestos: sólidos suspendidos, alcalinidad, pH, conductividad,
oxígeno disuelto, coliformes totales y fecales, hidrocarburos totales, metales pesados
(Pb, Hg, Ni, Zn, Cu y Cr) e insecticidas organoclorados. Las técnicas analíticas
empleadas para los distintos análisis fueron la espectrofotometría de absorción
atómica y el uso de sensores de campo. Los valores de pH oscilaron alrededor de las
cinco unidades en las tres secciones del río, valor considerado normal para este tipo
de aguas claras, según los registros históricos existentes; sin embargo, fue observada
una acidificación temporal en la hidrofase de aguas bajas o época seca cuando el
pH disminuyó hasta valores cercanos a cuatro. Fueron detectadas continuas y
elevadas concentraciones de coliformes totales y fecales, alcanzando máximas de
14 000 y 2 800 organismos 100 ml -1 , respectivamente. Las concentraciones más altas
encontradas para los metales pesados en el compartimiento agua fueron: Cu, 0.09;
Cr, 0.05; Pb, 0.24; Zn, 0.33; Ni, 1.32; Hg, 0.02 mg l -1 , encontrándose el contenido de
Pb, Ni y Hg por encima de las normativas internacionales para el normal desarrollo
de la vida acuática en general y para el consumo humano en particular. Fueron
registrados dos insecticidas organoclorados prohibidos en la cuenca debido a su
figura administrativa de área protegida: Aldrín (0.072 µg l -1 ) y β-BHC (0.126 µg l -1 ).
Los resultados obtenidos en esta investigación revelaron un deterioro de la calidad
de agua de la sección baja del río Cataniapo, que aunque es muy localizado y
moderado, es necesario remediar implementando alternativas de gestión ecológica,
que incorporen el principio de precaución en el aprovechamiento de sus recursos
acuáticos.
5
Palabras clave: calidad de agua, río Cataniapo, contaminación, agroquímicos,
metales pesados, amazonía venezolana.
Introducción
El problema más importante que afecta la
disponibilidad del recurso agua en Venezuela
es el deterioro de las cuencas hidrográficas, que
tiene su origen en la modificación de los patrones
de uso tradicional de la tierra. La cuenca del río
Cataniapo, en el estado Amazonas, no escapa
de esta realidad, siendo aún mayor el problema
si se considera que es y será por mucho tiempo
la fuente más económica de abastecimiento de
agua de Puerto Ayacucho, capital del estado
(Blanco, 2005; Vitalis, 2010).
Los bosques que cubren la cuenca del río
Cataniapo no escapan a la realidad mundial
sobre la deforestación desmedida. Según las
escasas estimaciones realizadas (Núñez, 1985,
1993; Blanco, 2005), el 11.8% del total del área
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 5-20

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
6
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
de la cuenca se encontraba intervenida, lo que
representa un 5.61% de aumento interanual.
Este valor de intervención se puede considerar
bajo con respecto al área total de la cuenca,
pero si se toma en cuenta solamente la cuenca
baja, es un valor moderado. Este aumento del
área intervenida se debe al establecimiento de
nuevas comunidades, las cuales buscan una
ubicación más próxima a Puerto Ayacucho
para comercializar sus productos y tener
acceso a la educación formal, y a la asistencia
médica/sanitaria. La intensificación de las
actividades agrícolas tradicionales acelera la
lixiviación y la invasión de las malas hierbas,
iniciándose la conversión del bosque primario
a sabana. Esto se nota principalmente en la
porción baja de la cuenca, donde las áreas
de sabanas han aumentado en los últimos
años, al no poder completarse el proceso
natural de sucesión ecológica (RBV, 2005).
También se debe considerar el impacto
que tiene sobre el ecosistema la reciente
incorporación de los agroquímicos en la
actividad agrícola de la cuenca. La ecología del
DDT y sustancias análogas (organoclorados),
ha sido extensamente revisada y sus graves
efectos, aún en bajas concentraciones, sobre
la supervivencia o la reproducción de
crustáceos, peces carnívoros y aves raptoras,
han sido demostrados experimentalmente y
confirmados mediante extensos estudios de
campo (Farnworth y Golley, 1977; Turk et al.,
1981; León, 1981; Blanco, 2005).
La utilización de agroquímicos en un
ecosistema relativamente oligotrófico, como lo
es el río Cataniapo, con una baja capacidad de
amortiguamiento o de resistencia a un impacto
ambiental (Lasi, 1984), podría causar una gran
disminución de la calidad de agua del río. Los
agroquímicos pueden llegar al cauce del río
al ser arrastrados por las intensas lluvias que
caen en la zona y por las aguas de riego; de
esta forma, los insecticidas son incorporados a
la biota, el agua y el sedimento. Por otro lado,
los fertilizantes aumentan la concentración
de los niveles promedio de nutrientes en el
agua, estimulando un crecimiento excesivo
de plantas acuáticas, una disminución del
oxígeno disuelto y un aumento de la demanda
bioquímica de oxígeno; esta última, indicadora
de la presencia de materia orgánica en el agua
(Turk et al., 1981). Todos estos cambios podrían
originar la desaparición de algunas especies y
el aumento de otras que pueden ser nocivas
e incluso tóxicas. Otro peligro potencial de
un desarrollo tradicional y a gran escala de la
cuenca del río Cataniapo, similar al que se ha
dado en otras regiones del país, sería el aumento
de la carga de sedimentos como resultado de
la deforestación, construcción de carreteras,
excavación de préstamos y extracción de oro
en los depósitos aluviales. Los efectos de este
aumento de la turbidez en el agua sobre la biota
acuática son muchos y variados (Farnworth y
Golley, 1977; Infante, 1992; Contreras, 1993).
Adicionalmente, se incrementarían los costos
de potabilización del agua por parte del
organismo público regional encargado de ello,
la Corporación Venezolana de Guayana, por lo
que si no se toman las medidas preventivas y/o
correctivas necesarias dentro de una gestión
ecológica eficaz de esta cuenca, se tendría
como consecuencia inmediata una acelerada
degradación ambiental de la misma.
Los estudios a largo plazo necesitan ser
extensivos e intensivos. La motivación de los
mismos no sólo se debe a fines de curiosidad
científica, sino que suministran datos que
idealmente respondan a una serie de preguntas
en cascada, producto del análisis de los
mismos. Estos estudios facilitan la comprensión
de las variaciones propias de los sistemas
y su funcionamiento general, a la vez
que permiten detectar posibles impactos
sobre el medio por procesos antrópicos,
constituyéndose en una especie de “sistema
de alerta temprana” que sea de utilidad para
la disminución y el manejo de los posibles riesgos
asociados (Miller, 2004). Es indispensable
tener una base de datos ambientales multianual
para poder establecer la estacionalidad
de los sistemas y las variaciones intrínsecas
de los descriptores de la calidad ambiental
de la cuenca, por lo que el objetivo de este

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
estudio fue determinar los niveles base y las
variaciones espacio-temporales de algunos
parámetros fisicoquímicos, elementos metálicos
y orgánicos, indicadores de la calidad de
agua y sedimento del río Cataniapo. Esta base
de datos ambiental constituiría el punto de
partida para una posible incorporación del
principio de precaución en la gestión de los
recursos acuáticos de la cuenca.
Materiales y métodos
Área de estudio
La cuenca del río Cataniapo está localizada
en el municipio Atures, al noroeste del estado
Amazonas, Venezuela, y al sureste de la ciudad
de Puerto Ayacucho (5° 25’-5° 43’ N, 67° 05’
-67° 35’ W). Forma parte de la subcuenca del
Orinoco medio y tiene un área de 1 585 km 2 .
La longitud máxima del cauce principal del
río Cataniapo es de 108 km, con un gasto
promedio en el ámbito de desembocadura
de 82.7 m 3 s -1 (Núñez, 1993). El clima de esta
importante cuenca se puede considerar de tipo
tropical monzónico, con una corta estación
seca comprendida entre los meses de enero y
marzo, y una precipitación promedio anual de
2 847 mm en la comunidad de Gavilán (cuenca
media). La población de esta área es de 3 112
habitantes, siendo el 90% indígena (Graterol y
Botto, 2003). El río Cataniapo es un río de sexto
orden, que recibe las aguas de 116 afluentes,
siendo el río Gavilán el mayor de ellos y
responsable del 25% del área total de drenaje.
Las aguas del río Cataniapo son consideradas
como “aguas claras”, según la clasificación de
Sioli, de poca turbidez y con una coloración
verdosa (Sioli, 1967).
Las estaciones para los muestreos de
agua y sedimentos fueron fijadas en la zona
ribereña en tres puntos de fácil acceso:
el muelle de la comunidad indígena de
“Gavilán”, correspondiente a la estación uno
(5° 32’ 10’’ N, 67° 21’ 52’’ W), representativa
de las condiciones de la sección alta del río
Cataniapo; la comunidad indígena de “Las
Pavas”, correspondiente a la estación dos (5°
34’ 26’’ N, 67° 30’ 15’’ W), representativa del
tramo “medio” del río, y finalmente la estación
de aducción del acueducto local o “Toma de
la CVG”, correspondiente a la estación tres
(5° 36’ 14’’ N, 67° 35’ 36’’ W), representativa
de la sección baja del río. Adicionalmente, se
colectaron muestras de agua para el análisis
de coliformes fecales en el balneario turístico
Culebra (5° 36’ 04’’ N, 67° 36’ 34’’ W) y en un
pequeño afluente llamado caño Carinagua (5°
32’ 10’’ N, 67° 36’ 09’’ W), ambos localizados en la
cuenca baja del río, siendo este último receptor
de las aguas residuales de varios sectores de
la ciudad de Puerto Ayacucho (Oberti, 1977).
Se realizaron seis muestreos de campo entre
los años 2000 y 2003 para la recolección de
muestras de agua y sedimento. Estos muestreos
correspondieron a las hidrofases del río de
descenso de aguas (septiembre-noviembre
de 2000); aguas bajas (de diciembre de 2000
a febrero de 2001); ascenso de aguas (marzomayo
de 2002), y aguas altas (junio-agosto
de 2003). Se recolectaron en total 36 muestras
de agua a una profundidad de 20 cm en
botellas de Nalgene de un litro de capacidad,
previamente lavadas con una solución de HCl
al 10% y agua desionizada. Las muestras para
determinación de metales fueron conservadas
con 1 ml de H 2
NO 3
concentrado, mientras que
las muestras para los análisis de hidrocarburos
se preservaron con 1 ml de HCl concentrado.
Finalmente se recolectaron un total de 18
muestras de sedimento húmedo ribereño en
un perfil de 15 cm de profundidad en bolsas
plásticas herméticas de 300 g de capacidad,
colocándolas luego bajo refrigeración. Se
determinaron los siguientes parámetros y
compuestos: sólidos suspendidos totales y
orgánicos por filtración de un litro de muestra
a través de filtros GF/C y posterior secado
a 60 ºC por 24 h o hasta obtener un peso
constante; el componente orgánico se obtuvo
por diferencia entre el residuo remanente
y la fracción volátil luego de la calcinación
respectiva a 450 ºC. El pH, temperatura,
conductividad y oxígeno disuelto se determinó
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
7

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
8
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
in situ con el uso de sensores de campo. Los
coliformes totales y fecales se determinaron
por el método del número más probable
(NMP). Los hidrocarburos totales de petróleo
(TPH), metales pesados (Pb, Hg, Ni, Zn, Cu,
Cd, Ba, Mn y Cr) e insecticidas organoclorados
se analizaron utilizando espectrofotometría de
absorción atómica siguiendo los criterios del
Standard Methods (APHA, 1985).
Resultados
Compartimiento agua
Parámetros fisicoquímicos
La variación espacial en la concentración
de sólidos suspendidos totales presentó un
gradiente que va de menor a mayor concentración
a medida que se avanzó aguas abajo
en las estaciones de muestreo (cuadro 1). Los
valores máximos (10.79 mg l -1 ) y mínimos (3.15
mg l -1 ) correspondieron a la hidrofase de aguas
altas (junio-agosto) y aguas bajas (diciembrefebrero),
respectivamente. Se observó un
aporte diferencial de material alóctono como
consecuencia del régimen lluvioso de la
zona. Los mayores ingresos de este material
ocurrieron en la hidrofase de las aguas altas,
en la que se produce un constante y abundante
flujo de solutos y partículas hacia el río, tanto
a nivel superficial como a nivel subterráneo,
reflejándose este proceso en los mayores
valores de concentración de sólidos en esa fase.
En el muestreo correspondiente a la hidrofase
de aguas bajas (época seca) se observaron los
menores valores de sólidos suspendidos como
consecuencia de la carencia de precipitaciones
y por consiguiente de los aportes terrestres
provenientes de la cuenca, así como también de
la escasa corriente presente en el canal principal
del río. En cuanto a la fracción orgánica
de los sólidos suspendidos, se detectaron
las mayores concentraciones en la estación
representativa de la sección baja del río (toma
CVG) con valores de 5.05 mg l -1 (cuadro 1).
El valor promedio del pH osciló alrededor
de cinco para las tres secciones del río (cuadro
1). Sin embargo, en la época de sequía o
hidrofase de aguas bajas (diciembre-febrero), se
observó una disminución del pH hasta las 3.60
unidades en dirección a la desembocadura. Los
valores de oxígeno disuelto fueron ligeramente
superiores en la época seca o de aguas bajas,
(diciembre-febrero) alrededor de 9.8 mg l -1 , en
comparación con la estación o hidrofase de
descenso de aguas (septiembre-noviembre), en
donde los valores oscilaron alrededor de los
7.4 mg l -1 (cuadro 1). La alcalinidad (3.25 mg l− 1
CaCO 3-
), conductividad (6.1 µS cm−¹) y oxígeno
disuelto (6.97 mg l−¹) presentaron valores
promedio aceptables para el normal desarrollo
de la vida acuática y mantuvieron la tendencia
observada y reportada en los últimos años. Los
valores bajos de conductividad (2.85 µS cm -1 ) y
alcalinidad (0.2 mg l -1 CaCO 3-
) observados en el
río Cataniapo son el resultado del tipo de suelos
que drena la cuenca del río, los cuales son muy
antiguos, lixiviados, y pobres en carbonatos y
sales disueltas.
Parámetros microbiológicos
Se detectaron concentraciones altas de coliformes
totales y fecales, alcanzando máximos
de 14 000 y 2 800 organismos 100 ml -1 ,
respectivamente (figuras 1a y 1b). Estos valores
exceden los establecidos como límites para la
utilización del agua para consumo humano
(0 org. 100 ml -1 ), con fines de riego (50 org.
100 ml -1 ) y con fines recreacionales (200 org.
100 ml -1 ), según organismos nacionales, como
el Ministerio del Ambiente, e internacionales,
como la Unión Europea y la Agencia de
Protección Ambiental de los Estados Unidos
(RBV, 1995; UE, 1998; EPA, 2008). Es importante
destacar los altos valores de coliformes fecales
observados en las zonas recreacionales y de
pesca tradicional de la cuenca baja del río
Cataniapo (figura 1b), como son el balneario
de Culebra y el río Carinagua, este último
afluente del río Cataniapo en su sección baja.
Estas zonas son consideradas como las riberas

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
Cuadro 1. Concentraciones promedio, mínimos y máximos de los parámetros fisicoquímicos analizados en las diferentes hidrofases y para cada estación.
Hidrofase
Aguas bajas Ascenso aguas Aguas altas Descenso aguas
Parámetro 1 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3
8.15
(4.0-12.80)
6.39
(5.79-6.95)
5.63
(4.50-7.70)
7.08
-
(5.08-8.70)
10.79
(6.20-8.1)
5.90
(4.01-7.20)
4.50
(3.00-7.10)
5.48
(3.22-10.1)
6.82
(5.09-9.60)
5.91
(3.22-8.21)
3.15
(2.51-10.02)
Sólidos susp.
tot. (mg l -1 )
5.05
(4.35-7.21)
3.52
(1.68-6.90)
3.22
(1.70-6.81)
2.83
-
(2.54-3.60)
4.53
(3.50-7.12)
1.93
(1.50-2.12)
1.44
(1.38-1.88)
1.67
(1.50-2.00)
3.00
(2.40-3.45)
3.01
(2.32-3.50)
1.35
(0.70-1.55)
Sól. susp. org.
(mg l -1 )
5.50
(5.30-5.70)
6.00
(5.64-6.69)
6.00
(5.85-6.33)
5.7
(5.40-6.20)
5.90
(5.60-6.50)
5.70
(5.40-6.20)
5.50
(5.30-5.70)
5.43
(5.20-5.65)
5.25
(5.10-5.40)
3.50
(3.45-3.55)
3.60
(3.50-3.71)
6.20
pH
(6.10-6.30)
7.4
(7.25-7.55)
7.60
(7.50-7.70)
7.40
(7.35-7.45)
7.80
(7.70-7.90)
7.60
(7.45-7.95)
8.00
(7.60-8.40)
9.80
- - -
(9.60-10.1)
9.60
(9.20-10.0)
9.60
(9.10-9.95)
Oxígeno
disuelto (mg l -1 )
3.48
(3.40-3.55)
4.60
(4.40-4.70)
3.82
(3.60-3.98)
3.12
(3.10-3.15)
3.13
(3.10-3.15)
3.59
(3.40-3.72)
3.09
(3.00-3.15)
2.87
(2.85-2.91)
2.85
(2.80-2.90)
4.65
(4.35-4.95)
4.06
(3.55-4.50)
Conduct.
-
(µS cm -1 )
1.20
0.20
(1.10-1.30)
1.55
(1.50-1.60)
4.20
0.00 0.00 0.00
(4.15-4.25)
4.60
(4.50-4.70)
1.20
-
(1.10-1.30)
1.10
(1.50-1.15)
1.20
(1.10-1.30)
Alcalinid.
(mg l -1 CaCO₃)
24.0
(23.9-24.1)
23.2
(23.0-23.4)
23.8
(23.5-24.1)
26.9
(26.5-27.3)
25.7
(24.7-28.0)
25.4
(24.3-27.2)
24.9
(24.5-25.3)
24.3
(24.1-24.4)
24.7
(24.2-24.9)
26.0
(25.5-26.5)
25.0
(23.8-26.2)
26.2
Temp. (ºC)
(26.0-26.4)
1
Estación: 1 = Gavilán, 2 = Las Pavas, 3 = Toma de la CVG.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
9

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
16 000
14 000
Colif. tot. (ind 100 ml - 1 )
12 000
10 000
8 000
6 000
4 000
a)
2 000
0
Aguas bajas Ascenso Aguas altas Descenso
6 000
10
Colif. fecal (ind 100 ml - 1)
5 000
4 000
3 000
2 000
1 000
b)
0
Aguas bajas Ascenso Aguas altas Descenso Culebra Carinagua
Figura 1. Variación en la concentración de (a) coliformes totales y (b) coliformes fecales en las estaciones
estudiadas en el río Cataniapo durante el periodo 2000-2003 (barras negras: Gavilán; barras blancas: Las Pavas;
barras grises: Toma de la CVG).
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
más contaminadas por bacterias coliformes en
el estado Amazonas.
Metales pesados
La concentración de la mayoría de los metales
pesados analizados en el agua (cuadro 2)
estuvo por debajo de los límites establecidos
tanto por las normas internacionales (EPA,
1976; UE, 1998; EPA, 2008) como por las
nacionales (RBV, 1995). La mayoría de los
metales disueltos analizados en el agua, como
el Pb, Zn, Ni, Cr y Hg, presentó la mayor
concentración en la fase de aguas bajas o
estación seca. Es importante destacar las
elevadas concentraciones de plomo observadas
tanto en la estación “Muelle Gavilán”
(0.24 mg l -1 ) como en la estación “Toma de la

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
CVG” (0.20 mg l -1 ) en la hidrofase de aguas
bajas, las cuales superaron los valores límites
considerados como inocuos para el normal
desarrollo y la conservación de la vida acuática,
y las normas para las aguas destinadas al
uso doméstico o industrial (0.1 y 0.05 mg l -1 ,
respectivamente) (Alabaster y Lloyd, 1982;
RBV, 1995). En cuanto a las concentraciones
de mercurio en el agua, éstas presentaron
nuevamente los mayores valores en la hidrofase
de aguas bajas con 0.02 mg l -1 , en comparación
con las otras fases hidrológicas
(cuadro 2), donde se obtuvieron valores por
debajo del límite de detección del analizador
empleado: 0.001 mg l -1 , a excepción de lo
observado en la estación “Las Pavas” y
en la fase de ascenso de aguas, cuando la
concentración fue superior (0.017 mg l -1 ).
Estos valores estuvieron por encima de las
normativas existentes para las aguas de
consumo (MARNR, 1982; UE, 1998; Khan y
Lumb, 2003).
Residuos de insecticidas organoclorados
Se detectaron concentraciones altas de dos
insecticidas organoclorados: aldrín (0.072 µg
l -1 ) y ß-BHC (0.126 µg l -1 ), ambos en la estación
de Gavilán, representativa de la sección
alta del río, y solamente en la hidrofase de
aguas bajas del río (cuadro 3). Estos valores
exceden a los considerados como límite por
las agencias ambientales norteamericanas y
europeas: 0.00005 µg l -1 para el aldrín y 0.01
µg l -1 para el ß-BHC (Cubillos, s.f.; UE, 1998;
EPA, 2008).
Hidrocarburos
La presencia en el agua de hidrocarburos
derivados del petróleo (TPH) estuvo comprendida
entre los 0.5 y los 9.8 mg l -1 en
las hidrofases de aguas bajas y aguas altas,
respectivamente (cuadro 2). Estos valores son
muy superiores a las normativas establecidas
por la EPA (0.0 mg l -1 ), la del MARNR (0.3 mg
l -1 ) y la de la UE (0.01 mg l -1 ) para aguas de
consumo.
Compartimiento sedimento
Presencia de hidrocarburos y metales pesados
Los niveles de contaminación por los derivados
del petróleo (aceite y gasolina) en las estaciones
de muestreo se presentó en mayor magnitud en
el compartimiento del sedimento, alcanzando
valores de TPH entre los 101.0 y 600.0 mg kg -1 ,
y de plomo entre los 4.5 y 24.2 mg kg -1 (cuadro
2), este último proveniente de su utilización
hasta el año 2000 como antidetonante en la
gasolina de primera generación expendida
hasta esa fecha.
Discusión
En general, las variaciones espaciales y
temporales en la concentración de los sólidos
suspendidos orgánicos y totales respondió
a los aportes provenientes del lavado de
material terrestre de la cuenca producido en
la época de mayor pluviosidad. Los valores
de sólidos suspendidos observados reflejan
poca variación, en comparación con estudios
anteriores de otros investigadores: 76.29
mg l -1 (Nuñez, 1993; Lucchetti, 1996). Esta
observación constituiría una clara evidencia
de que a pesar de la creciente intervención
antrópica que está sucediendo en la cuenca
baja del río Cataniapo, las condiciones
saludables y de mínima intervención del
bosque ribereño o de galería en la mayor parte
de la misma han constituido una zona de
amortiguamiento que disminuye el impacto
de la deforestación creciente en este sector.
A pesar de esta observación, hay que tener
en cuenta que el río Cataniapo presenta una
rápida respuesta a los eventos hidrológicos
que ocurren en su cuenca alta. Según cálculos
efectuados, el agua producida en las cabeceras
tarda aproximadamente 12 horas en llegar
a su destino final, es decir, su desembocadura
en el río Orinoco, por lo que habría muy poco
margen temporal de respuesta ante cualquier
evento pluviométrico desmesurado de relativa
frecuencia en la zona (Nuñez, 1993).
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
Cuadro 2. Concentraciones de TPH y de metales pesados en el agua ( a mg l -1 ) y en el sedimento ( s mg kg -1 ) en las diferentes hidrofases y para cada estación.
Hidrofase
Aguas bajas Ascenso aguas Aguas altas Descenso aguas
Parámetro 1 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3
TPH 2 < 0.5/ a 281.5 s < 0.5/409.5 < 0.5/101.0 -/601.0 -/203.0 -/460.0 9.8/344.0 9.2/304.0 8.2/303.0 < 1.00/226.0 < 1.00/154.0 < 1.00/410.0
Cu 0.09/1.18 0.03/0.57 0.05/101.0 < 0.02/0.73 < 0.02/0.24 < 0.02/1.43 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.050/< 0.02 < 0.050/< 0.02 < 0.050/< 0.02
Cr 0.007/5.6 0.007/4.61 0.007/8.07 -/0.83 -/2.46 -/2.46 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.005/12.00 < 0.005/12.00 < 0.005/11.00
Pb 0.240/- 0.020/- 0.20/- 0.02/10.6 0.02/7.22 0.02/24.2 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.05/< 5.0 < 0.001/5.40 < 0.001/5.50 < 0.001/4.50
Zn 0.33/8.33 0.23/8.89 0.09/6.20 0.01/12.2 0.01/6.32 0.01/18.2 < 0.05/15.0 < 0.05/28.0 < 0.05/21.0 < 0.05/< 0.02 < 0.05/< 0.02 < 0.05/< 0.02
Cd < 0.01/- < 0.01/- < 0.01/- < 0.01/0.1 < 0.01/0.1 < 0.01/0.1 -/- -/- -/- -/- -/- -/-
Ni 1.32/- 0.88/- < 0.02/- < 0.02/- < 0.02/- < 0.02/- -/- -/- -/- -/- -/- -/-
B < 0.01/3.04 0.08/8.51 < 0.01/5.23 -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/-
Ba < 0.04/3.09 < 0.04/7.77 0.08/9.04 -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/-
Mn 0.04/14.46 0.08/198.0 0.16/11.42 -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/- -/-
Hg 0.02/0.01 0.02/1.11 0.02/0.01 < 0.001/0.1 0.017/< 0.1 < 0.001/0.1 < 0.001/< 0.1 < 0.001/< 0.1 < 0.001/< 0.1 < 0.001/< 0.001 < 0.001/< 0.001 < 0.001/< 0.001
1
Estación: 1 = Gavilán; 2 = Las Pavas; 3 = Toma CVG.
2
TPH = hidrocarburos totales de petróleo.

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
Cuadro 3. Concentraciones de insecticidas organoclorados en el agua ( a µg l−¹) y en el sedimento ( s µg kg−¹) en las diferentes hidrofases y para cada estación.
Hidrofase
Aguas bajas Ascenso aguas Aguas altas
Compuesto 1 1 2 3 1 2 3 1 2 3
Aldrín 0.072 a - s 0.019 a - s 0.047/ 0.001 - - - - - -
Dieldrín - - - - - - - - -
Endosulfan I - - - - - - - - -
Endrín - 0.009 / - - - - - - - -
Heptacloro - - - - - - - - -
Heptaclor Epox - - - - - - - - -
Lindano - - - - - - - - -
a-BHC 2 0.021/ a 0.012 s - 0.016 / - - - - - - -
b-BHC 0.126 / - 0.045 / - 0.018 / - - - - - - -
o,p’-DDE 3 - - - - - - - - -
p,p’-DDE - - - - - - - - -
o,p’-DDD - - - - - - - - -
p,p’-DDD - - - - - - - - -
o,p’-DDT 4 - - - - - - - - -
p,p’-DDT - - - - - - - - -
¹ Estación: 1 = Gavilán; 2 = Las Pavas; 3 = Toma CVG.
2
α/β-BHC = hexaclorocicloexano.
3
DDE = dicloro-bisclorofenil-etileno.
4
DDT = tricloro-bisclorofenil-etano.
_ = valores < 0.005 µg l−¹.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
Los valores de pH observados en este estudio
se podrían considerar como inusualmente
bajos. Normalmente las aguas del río Cataniapo
son consideradas ligeramente ácidas, pero
siempre con valores de pH comprendidos entre
cinco y seis, por lo que se necesitaría realizar
un monitoreo continuo de este parámetro
indicador de calidad de agua, para fortalecer
la hipótesis de trabajo, que postuló la posible
acidificación de las aguas del río en su sección
baja, como se desprende al comparar estos
valores con el promedio histórico obtenido
en los últimos treinta años, representado
por un valor de 6.22 (Nuñez, 1993). Existen
diversas causas que podrían estar incidiendo
en la aparición de este problema, entre ellas se
encuentran el aumento de la tala y quema en la
cuenca, particularmente en la época de sequía.
Este incremento responde al cambio del patrón
cultural tradicional de producción agrícola
utilizado por los indígenas de la zona, que va
desde un patrón de subsistencia denominado
“conuco” hacia uno de comercialización, el
cual demanda mayores extensiones de tierra
deforestada. Adicionalmente, el aumento
de la población y del parque automotor en
la cercana ciudad de Puerto Ayacucho por
un lado, en donde se concentra casi 90%
de la población total del estado Amazonas,
estimada en 190 000 habitantes y, por otro, la
constante incineración de los residuos urbanos
en el basurero municipal durante la estación
seca (INE, 2002), traen como consecuencia
un incremento en la producción de gases
de invernadero tipo SOx, COx y NOx, que
podrían estar originando el bien documentado
evento atmosférico denominado lluvia ácida,
el cual se estaría produciendo en la localidad.
Adicionalmente, los vientos alisios del noreste
predominantes en la zona servirían de medio
de transporte para trasladar estos gases hacia
la ciudad y también hacia la cuenca baja
del río, empeorando la situación. Existen
estudios científicos realizados en el ecosistema
amazónico que aportan evidencias en ese
sentido y demuestran que en la época húmeda,
el agua de lluvia contiene una serie de elementos
químicos de origen biológico (biogénicos),
como los ácidos grasos y los fosfatos, mientras
que en la estación seca, cuando ocurren las
grandes quemas de vegetación, el pH del agua
de lluvia puede disminuir hasta llegar a 4.5
unidades, como consecuencia del aumento de
las concentraciones de los ácidos orgánicos, el
amonio y los nitratos disueltos en ella (Smith et
al., 1995; McClain et al., 2001; Miller, 2004).
Las altas concentraciones de oxígeno disuelto
observadas durante las cotas inferiores
en el nivel del río podrían ser explicadas por la
mayor producción de oxígeno fotosintético por
unidad de volumen, esto como consecuencia
de un efecto de concentración de todos
los organismos productores primarios (las
macrófitas acuáticas, las algas bentónicas y el
fitoplancton, entre otros), así como también
de otros organismos consumidores y de los
elementos abióticos en esta hidrofase (Huber,
1982; Cushing y Allan, 2001). En cuanto a los
bajos valores determinados para la alcalinidad
y la conductividad observados en el agua del río
Cataniapo, son el resultado de la existencia de
suelos muy lixiviados y carentes de carbonatos
en la cuenca, siendo el aporte de solutos y sales
al cauce principal del río extremadamente
bajo, lo que explicaría este resultado (Lewis y
Weibezahn, 1976; Blancaneaux et al., 1977).
La contaminación bacteriológica tan significativa
observada en las zonas de estudio
constituye uno de los principales problemas
de salubridad y degradación ambiental de
una cuenca hidrográfica (Joseph y Yamakanamardi,
2011). Hay evidencias de que este
problema tiene su origen en el aumento
vertiginoso y descontrolado de las poblaciones
y de los nuevos asentamientos humanos que se
encuentran en la cuenca (MARNR, 1979; INE,
2002). Se ha comprobado que el crecimiento
poblacional está fuertemente relacionado con
el aumento en las concentraciones de bacterias
del grupo coliforme en las aguas superficiales
(Romero et al., 2010); estos microorganismos
son considerados como excelentes indicadores
de la presencia de actividades antropogénicas
en el ambiente (Frenzel y Couvillion, 2002).

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
La potabilización del agua proveniente
del río Cataniapo requiere actualmente de
un tratamiento convencional de filtración,
floculación, sedimentación y desinfección,
utilizando en este último paso cloro
gaseoso (Porteous, 1996). Este proceso
de potabilización lo realiza una empresa
hidrológica pública regional (Corporación
Venezolana de Guayana, CVG). Es necesario
destacar el debate existente en el ámbito
mundial sobre la conveniencia o no de
seguir utilizando la cloración como método
tradicional de desinfección del agua. Se
ha demostrado que la utilización de dosis
excesivas de este elemento en aguas con altas
concentraciones de materia orgánica puede
originar una serie de compuestos tóxicos
denominados trihalometanos, que son nocivos
para la salud (Wright y Nebel, 2002). Tomando
en consideración el planteamiento anterior y
que adicionalmente los valores promedios de
coliformes totales que presenta el agua del
río Cataniapo superan los 5 000 org. 100 ml -1 ,
catalogándolo como fuente de agua de pobre
calidad (Cubillos, s.f.; RBV, 1995), se requiere
con urgencia la aplicación de tratamientos
adicionales y/o alternativos de potabilización,
como podrían ser el de ozonización, por un
lado, y de filtración por carbono activado, por
el otro, esto como una propuesta de medida a
corto plazo (Porteous, 1996). A mediano plazo
sería necesario diseñar e implementar planes
de saneamiento ambiental integral en las
zonas pobladas de la cuenca por parte del
Ministerio del Ambiente, como organismo
público rector de las políticas de gestión y
manejo de las zonas de reserva hidráulica
nacionales, como lo es la cuenca del río
Cataniapo. Estas políticas deben incluir la
adecuada disposición de desechos tanto
sólidos como líquidos, el ordenamiento de la
ocupación del espacio y de toda la actividad
agrícola, así como programas interculturales
de educación ambiental bilingüe que se
integren al plan de ordenamiento de esta
reserva.
Los metales disueltos analizados en el agua,
entre ellos el Pb, Zn, Ni, Cr y Hg, presentaron
las mayores concentraciones en la hidrofase de
aguas bajas. Este incremento estacional podría
ser el resultado de los procesos de liberación
y posterior difusión de estos elementos,
que ocurre durante la descomposición de la
materia orgánica presente en los sedimentos
fluviales; ambos procesos se incrementan y
son favorecidos por las altas temperaturas
y por el estancamiento de las aguas del río
durante la estación seca (Márquez et al., 2002;
Rocha y Horbe, 2006). En cuanto a los valores
de concentración observados para el plomo,
fueron superiores a las normas establecidas.
La fuente más probable de contaminación
puntual por este metal es la cercanía a los
sitios de muestreo de zonas de embarque y
desembarque de pequeñas embarcaciones
localmente llamadas bongos, las cuales son
impulsadas por motores fuera de borda, que
los habitantes y turistas utilizan diariamente
como medio de transporte. Los derrames
frecuentes y la inadecuada disposición de los
envases de combustible al hacer la reposición
de los tanques de los motores en esta zona de
la cuenca serían el origen de la contaminación
por plomo detectada en la misma.
La existencia de valores altos de mercurio
en los ecosistemas fluviales tropicales es
considerada como un buen indicador de la
presencia de actividades mineras de tipo
aurífera a diversas escalas, las cuales están muy
difundidas en Latinoamérica, y en particular
en las principales cuencas hidrográficas
regionales, como la amazónica y la del Orinoco
(Padovani et al., 1995; Nigel et al., 1995; Smith
et al., 1995). En este tipo de actividad, el
mercurio puede liberarse en el ambiente en
forma gaseosa y líquida (mercurio metálico)
durante el proceso de amalgamación del oro
con el mercurio. Debido a la baja solubilidad
de este metal en agua (25 µg l -1 a 20 ºC), posee
una limitada movilidad en el ambiente y se ha
demostrado que se adsorbe a las partículas del
sedimento en el fondo de los ríos (Wasserman
et al., 2003).
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
De manera similar, es importante destacar
la presencia de residuos de insecticidas organoclorados
en la cuenca, entre ellos el
compuesto aldrín, el cual es muy persistente y
permanece en el suelo sin degradarse por largo
tiempo. Cuando este pesticida es incorporado
al cuerpo del insecto, éste lo metaboliza,
originándose un subproducto denominado
dieldrín, el cual es considerado por los expertos
como un compuesto cancerígeno, por lo que
su utilización ha sido prohibida en los Estados
Unidos desde hace bastante tiempo (EPA,
1976). En relación con los valores observados en
el resto de las hidrofases y en el compartimiento
sedimento, las concentraciones fueron
inferiores al límite de detección instrumental
de los 0.005 µg l -1 . La gran mayoría de los
pesticidas organoclorados (OCPs) y bifenilos
(PCBs) poseen propiedades fisicoquímicas
que favorecen su bioacumulación y biomagnificación
a lo largo de las cadenas tróficas,
lo que los hace potencialmente tóxicos para
los seres vivos, incluyendo al género humano
(Vonesh y Kraus, 2009). Estos compuestos tan
persistentes en el ambiente presentan una
amplia distribución mundial y se han detectado
en todos los compartimientos ambientales,
tejidos orgánicos e inclusive en la leche materna
de los mamíferos que habitan los polos. A
pesar de las restricciones en su fabricación
y uso, en los últimos treinta años se han
detectado altas concentraciones en los tejidos
de algunas especies situadas en la cima de las
cadenas tróficas. Existen múltiples evidencias
de que estos compuestos están asociados con
problemas crónicos y subcrónicos de salud,
así como también con casos de esterilidad y de
ciertos tipos de cáncer (Moeller, 1997; Badia-
Vila et al., 2000).
La presencia en el agua de cantidades
elevadas de hidrocarburos derivados del petróleo
(TPH) podría explicarse por la existencia
de fuentes contaminantes de amplio rango de
movilidad, como sería el tránsito de motores
fuera de borda en las cercanías de las estaciones
de muestreo. Los pequeños derrames de
hidrocarburos que constante e inevitablemente
ocurren en las vías de navegación fluvial, así
como en los embarcaderos y muelles, están
superando la capacidad auto regeneradora
o depuradora de este ecosistema fluvial
amazónico de reconocida fragilidad y baja
resistencia ecológica a las alteraciones externas,
lo que produce un proceso de acumulación de
tales compuestos en los sectores estudiados
(Weibezahn, 1990). Por otro lado, la existencia
de estos compuestos orgánicos constituye
un hecho significativo que podría alterar en
alguna forma los sistemas de conducción y
tratamiento de agua en la localidad. Dichos
compuestos aceitosos forman una fina película
o lámina superficial sobre el agua, evitando su
apropiada oxigenación, así como la adecuada
formación de flóculos durante el proceso de
potabilización en la planta de tratamiento
de agua respectiva. Otra consecuencia de la
presencia de estos compuestos en el agua sería
la impregnación y el deterioro de los sistemas
de bombeo, tuberías, sedimentadores y tanques
de almacenamiento utilizados durante
el proceso de potabilización. Adicionalmente
se deben considerar los efectos nocivos sobre
la biodiversidad acuática (Seuront, 2010), entre
ellos la anoxia, la colmatación y obturación
de los aparatos de filtración-alimentación
planctónicos, y la toxicidad tanto aguda como
crónica (APHA, 1985; Wright y Nebel, 2002).
La bio-asimilación de altas concentraciones
de elementos tóxicos presentes en los sedimentos
fluviales se lleva a cabo durante los
procesos de intercambio característicos de
todo ecosistema, y en particular de un tipo
de ecosistema acuático de borde o ecotono
localizado en el lecho fluvial denominado
hiporreos (Sabater y Vila, 1991). Estos procesos
de intercambio tanto de naturaleza biológica
como de tipo fisicoquímico entre el acuífero y
las aguas del río (Dos Santos et al., 2006) podría
tener efectos nocivos sobre las comunidades
de organismos bentónicos, subterráneos e
intersticiales que habitan esta región y que
forman parte de la espiral trófica fluvial, un
tipo particular de cadena alimenticia que
se lleva a cabo en los ríos, y que culmina

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
en el ser humano como consumidor tope
o final de la misma (Sabater y Vila, 1991;
Williams, 1993; Fisher et al., 1998; Franken et
al., 2001). Debido a los procesos naturales de
bioconcentración y biomagnificación de los
elementos anteriormente mencionados existe
la posibilidad o el riesgo de que los peces
depredadores y/o piscívoros como bagres
(Pimelodidae), payaras (Cynodontidae), caribes
(Serrasalmus) y pavones (Cichlidae), entre otros,
incorporen y acumulen estos elementos en sus
tejidos, como ya se ha comprobado en otros
estudios similares (Lasso et al., 2006), lo que
podría originar restricciones en el consumo de
tales recursos por los habitantes de la cuenca si
se toman en cuenta los lineamientos postulados
por el principio de precaución o cautela. Este
principio abarca casos específicos, como este
trabajo, en los que los datos científicos son
insuficientes, no concluyentes o inciertos,
pero en los que una evaluación integral de
los resultados obtenidos hace sospechar que
existen motivos razonables y suficientes para
temer los efectos potencialmente peligrosos
para el ecosistema acuático y para la salud
humana, como lo serían la incidencia de
algunas enfermedades como anemia, cirrosis
o daño hepático, alteraciones genéticas y
desórdenes neurológicos (Moeller, 1997; EPA,
2008), que pudieran ser incompatibles con el
alto nivel de protección asignado a la cuenca
del río Cataniapo, al ser una zona de reserva
hidráulica y fuente abastecedora de agua
potable (Padovani et al., 1996; COM, 2000; Gale
et al., 2002).
Es fundamental continuar con los
estudios de evaluación ambiental, de seguimiento
de la estabilidad ecológica y de la
calidad nutricional e inocuidad sanitaria
de los recursos acuáticos en esta cuenca tan
estratégica para el desarrollo sustentable de
la región; de esta forma se contaría con un
banco de datos que constituiría, junto con esta
investigación, importantes estudios de línea
base de información ambiental de referencia,
que permitiría actuar de la manera más idónea
en caso de producirse algún evento o incidente
que comprometiera la calidad ambiental de
la cuenca y, por consiguiente, la salud de
todas las poblaciones que dependen de ella.
La consideración y aplicación del principio
de precaución en la gestión ecológica de la
cuenca justificaría por sí sola la continuidad
de futuros estudios de monitoreo ambiental.
Agradecimientos
Este trabajo ha sido posible gracias al financiamiento
del Fondo Nacional de Ciencia, Tecnología e Innovación
(Fonacit), a través de la agenda Agro-Ambiente-Amazonas
concedido al proyecto “Estudio de la Ictiofauna y Calidad
del Agua de la Cuenca del Río Cataniapo”, código de
proyecto núm. 97003268. Un especial agradecimiento a
la profesora Haymara Álvarez y al Proyecto Ecosistema
Orinoco (PECOR), co-responsable de esta investigación
y desarrollado por el Instituto de Recursos Naturales
de la Universidad Simón Bolívar. Finalmente se desea
dejar constancia de la invalorable colaboración de las
comunidades indígenas de la cuenca del río Cataniapo
y de la coordinadora del proyecto, Justa M. Fernández,
investigadora de la Estación Experimental Amazonas del
Instituto Nacional de Investigaciones Agrícolas (INIA).
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19
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Astiz, Deterioro del recurso agua en el río Cataniapo, Amazonas, Venezuela
Abstract
ASTIZ, S. Water resource degradation in the Cataniapo River, Amazons, Venezuela. Water
Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp. 5-20.
20
The Cataniapo River basin--which is the only source of water for the town of Puerto
Ayacucho, in the Venezuelan Amazon--is being subjected to intense environmental pressure
by unplanned agricultural and urban local development. In order to describe the spatialtemporal
variation in water quality, water and sediment samples were collected quarterly
from the upper, middle and lower sections of the Cataniapo River between 2000 and 2003.
The following parameters and compounds were determined: suspended solids, alkalinity, pH,
conductivity, dissolved oxygen, total and fecal coliforms, hydrocarbons, heavy metals (Pb,
Hg, Ni, Zn, Cu and Cr) and organochlorine insecticides. Analyses were performed using
atomic absorption spectrophotometry and field sensors. Values for pH oscillated around 5
units in the three sections of the river, which is considered normal for this type of clear water
according to existing historical records. Nevertheless, temporary acidification was observed
during the period of low waters, or the dry season, when pH values decreased to roughly 4.
Continuous and elevated concentrations of total and fecal coliforms of up to 14 000 and 2
800 organisms per 100 ml -1 , respectively, were detected. The highest concentrations of heavy
metals found in the water were Cu 0.09; Cr 0.05; Pb 0.24; Zn 0.33; Ni 1.32; Hg 0.02 mg l -1 );
with Pb, Ni and Hg being higher than the international norms recommended for the normal
development of aquatic life, in general, and for human consumption, in particular. The
presence of two organochlorinated insecticides were found Aldrin (0.072 µg l -1 ) and β-BHC
(0.126 µg l -1 ) which are banned from the basins due to their “protected area status.” The
results obtained by this investigation revealed a deterioration in the quality of the water in
the lower Cataniapo River. Although this is localized and moderate, it needs to be addressed
by implementing alternative ecological management strategies that include the careful use
of available aquatic resources.
Keywords: water quality, Cataniapo River, pollution, heavy metals, agrochemicals,
Venezuelan Amazon.
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Tecnología y
Dirección institucional del autor
M.C. Simón Astiz
Instituto de Recursos Naturales
Universidad Simón Bolívar, Baruta
Apdo. 89000
Caracas 1080-A / Venezuela
Doctorado en Ciencia y Tecnologías Ambientales
Universidad Autónoma de Barcelona, España
sastiz@usb.ve

Estimación de la carga de nitratos en
una cuenca rural y su relación con la
variabilidad climática
• Mónica Gelmi •
Universidad Nacional de la Provincia de Buenos Aires, Argentina
• Rafael Santiago Seoane •
Instituto Nacional del Agua, Argentina
Resumen
El objetivo de este trabajo consiste en estudiar, por una parte, la capacidad del
modelo Simulator Water Resources in Rural Basins-Water Quality (SWRRB-WQ), para
estimar la carga de un fertilizante nitrogenado transportado por el escurrimiento
superficial en una subcuenca del arroyo Tapalqué (Provincia de Buenos Aires,
Argentina) y, por otro lado, analizar el efecto que produce la variabilidad climática
originada por las fases de El Niño Oscilación del Sur (ENOS) en el escurrimiento
y la carga de un fertilizante. El modelo SWRRB-WQ consiste básicamente en
una representación hidrológica y de calidad de agua asociado con un modelo
de generación de variables hidrometeorológicas. Con el propósito de analizar la
variabilidad del escurrimiento superficial y la carga de nitratos en la sección de
control ubicada a la salida de la subcuenca, se utiliza la precipitación observada
en la estación meteorológica de Azul para el periodo de 1961 a 1990 como variable
de entrada al modelo SWRRB-WQ. Los resultados de este análisis muestran el
efecto de la variabilidad observada en la precipitación asociada con las fases del
ENOS sobre el escurrimiento superficial y la carga de nitratos transportada en
diferentes escalas temporales.
21
Palabras clave: variabilidad climática, modelos hidrológicos-calidad de agua, nitratos.
Introducción
Esta investigación tiene por objetivo estudiar
la capacidad del modelo hidrológico y de calidad
de agua denominado Simulator Water
Resources in Rural Basins-Water Quality (SWRRB-
WQ) para estimar la carga de un fertilizante
nitrogenado en una subcuenca rural del
arroyo Tapalqué y analizar la relación entre la
variabilidad de la precipitación asociada con
las fases del El Niño Oscilación del Sur (ENOS)
y los valores estimados del escurrimiento superficial
y la carga de nitratos.
La variabilidad espacial y temporal de la
precipitación asociada con las fases extremas del
ENOS (Haylock et al., 2006), además de afectar el
volumen de escurrimiento superficial (Bidegain
et al., 2005), también tiene incidencia en el
transporte de fertilizantes en cuencas rurales
(Magrin et al., 2005).
Según Haylock et al. (2006), los eventos más
importantes de El Niño ocurridos en el siglo XX
fueron en los años 1982 y 1983, 1997 y 1998, los
cuales produjeron grandes avenidas en algunos
ríos pertenecientes a la cuenca del Plata, entre
los que se puede citar el Paraná, el Uruguay y el
Paraguay (Bidegain et al., 2005).
En Berbery et al. (2006) se observa una
tendencia positiva en la serie de precipitación
anual correspondiente al periodo de 1961 a 2000,
asociada con la fase de El Niño en Paraguay y
con la fase “Neutra” en las provincias de Buenos
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 21-34

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
22
Aires y La Pampa. En cambio, en las provincias
del litoral argentino, la tendencia también es
positiva, pero para ambas fases.
Como puede corroborarse en Magrin et al.
(2000, 2005) y Sierra (2007), muestran que en la
fase de La Niña, en las provincias de Buenos
Aires, La Pampa, centro-sur de Córdoba,
sur de Santa Fe y Entre Ríos, la precipitación
tiende a disminuir en primavera y verano, con
menores temperaturas mínimas en invierno
y mayores temperaturas máximas en verano.
Lo anterior es contrastante con lo ocurrido en
la fase de El Niño, el cual causa incrementos
en la precipitación en primavera y verano,
temperaturas mínimas superiores a lo esperado
en invierno, y máximas inferiores en verano.
En Berri et al. (2002), a partir de un estudio
realizado con registros de precipitación de 24
estaciones localizadas en la región pampeana,
se muestra que la precipitación disminuye para
la fase de La Niña en los meses de octubre a
marzo y aumenta en la fase de El Niño en los
meses de noviembre, diciembre, marzo y abril.
Asimismo, se ha visto que la variación de la
precipitación asociada con las fases del ENOS
impacta directamente en la producción de
cultivos de la región pampeana. Por ejemplo,
durante la fase de La Niña, la reducción en la
producción fue del 57% respecto a la media:
en este caso se sugiere una siembra tardía con
menos carga de fertilizante nitrogenado. Otro
claro ejemplo se observa en la producción de
trigo, ya que durante la fase de El Niño, para
mantener el volumen de cosecha, es conveniente
la siembra temprana y la aplicación de altas
cargas de nitrógeno como fertilizante (Magrin
et al., 2005).
La modificación en la aplicación de
cargas de fertilizantes en los cultivos es un
impacto indirecto de la variabilidad climática
asociado con las fases del ENOS y se asocia
tanto al cambio en la temperatura como en la
precipitación. En el caso de la precipitación,
el escurrimiento consecuente trae consigo
variaciones en el volumen de fertilizante
transportado. La importancia de este análisis
radica en determinar el volumen de fertilizante
transportado por el escurrimiento que afecta la
calidad del agua para consumo ganadero, pero
sobre todo humano, dada las implicaciones de
salud.
La presencia de elevadas concentraciones
de nitratos en agua para consumo humano
puede generar en los lactantes, hasta los seis
meses de vida, metahemoglobinemia. En los
adultos puede causar problemas gástricos de
importancia, porque el nitrato se transforma
en nitrito, y puede reaccionar con aminas y
amidas en el estómago, que dan lugar a otros
compuestos, denominados nitrosoaminas y
nitrosoamidas.
En el caso del agua de consumo ganadero,
también suele ocasionar padecimientos gastrointestinales,
ya que el consumo de agua
contaminada con nitratos y la reacción producida
por la actividad bacteriana del tracto
digestivo transforma el nitrato en nitrito, el cual
se absorbe más rápidamente y es altamente
tóxico, diez veces más que el nitrato (Bagley et
al.,1997).
Dada la importancia vista en el ámbito de
salud humana y animal, resulta conveniente
determinar la variación en la carga de
fertilizantes, en específico de nitratos, y el
volumen transportado en el escurrimiento
superficial, cuyo destino pueden ser las
fuentes de suministro. Por ello se elaboró la
metodología que se detalla a continuación.
Metodología
La metodología desarrollada consiste en aplicar
un modelo hidrológico y de calidad de
agua denominado SWRRB-WQ, para estimar
la carga de nitratos en el escurrimiento superficial
para el periodo de 1961 a 1990, y estudiar
con un enfoque estadístico la influencia de la
variabilidad de la precipitación asociada con
las fases del ENOS sobre la carga de nitratos
transportada con el escurrimiento superficial en
una subcuenca del arroyo Tapalqué (provincia
de Buenos Aires).
En esta etapa se presentan los valores del
escurrimiento superficial y de la carga de ni-

Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
tratos obtenidos en la calibración del modelo
hidrológico, y de calidad de agua SWRRB-
WQ, que utiliza como variables de entrada
la precipitación, y la temperatura máxima
y mínima, correspondiente a la estación
meteorológica del Aeropuerto de Olavarría,
para el periodo 1988-2002.
La aplicación del modelo hidrológico y de
calidad de agua que utiliza como variable de
entrada la precipitación observada correspondiente
a un periodo de treinta años
permite estudiar la influencia de esta variable
de entrada asociada con las fases del ENOS
sobre el escurrimiento superficial y la carga de
nitratos.
Se aplica la técnica de Bootstrap (Efron
y Tibshirani, 1993), con el propósito de
estimar la diferencia en los valores medios
correspondientes a la serie total y cada una de
las series parciales asociadas con las fases del
ENOS de las variables precipitación observada,
escurrimiento superficial y carga de nitratos,
obtenidas a partir de la aplicación del modelo
hidrológico y de calidad de agua.
Los resultados obtenidos permiten mostrar
la incidencia de las fases del ENOS en la
precipitación observada en distintas escalas
temporales y también la influencia de la
precipitación sobre los valores del escurrimiento
superficial y de la carga de nitratos para el
periodo de aplicación de fertilizantes en una
subcuenca rural del arroyo Tapalqué.
Información básica
Características de la cuenca del arroyo
Tapalqué
La cuenca del arroyo Tapalqué está localizada
aproximadamente en el centro de la provincia
de Buenos Aires, Argentina, y está limitada
al este por la cuenca del arroyo Azul y al
oeste por la cuenca del arroyo Brandsen-Las
Flores. Tiene una superficie de 1 560 km 2 , con
pendientes medias comprendidas entre 1.2 a
5.0‰, precipitación media anual de 941.5 mm y
temperatura media de 15.2 ºC, correspondientes
al periodo 1988-2002 (estación meteorológica
del aeropuerto de Olavarría).
La subcuenca cinco tiene una superficie
de 320.6 km 2 , con una pendiente promedio
de 1.3‰, y un tiempo de concentración de
aproximadamente 37 horas. Del análisis de
cuatro imágenes de satélite se determina que
la superficie sembrada representa aproximadamente
un 63% del área total de la
subcuenca en estudio y un 13% de la superficie
total de la cuenca (Gelmi, 2005).
En la figura 1 se presenta la ubicación
geográfica de la cuenca del arroyo Tapalqué y
de la subcuenca 5.
En Gelmi y Seoane (2004) se describe
la metodología aplicada para estimar el
escurrimiento superficial y determinar los
valores observados de la carga de nitratos
en la sección de control correspondiente a la
subcuenca cinco, motivo de este estudio.
Variabilidad de la precipitación en la estación
meteorológica Azul
Para analizar la diferencia entre la precipitación
asociada a las fases de El Niño y La Niña
respecto a la serie completa de precipitación, se
aplica la técnica estadística de Bootstrap (Efron
y Tibshirani, 1993) a nivel estacional y mensual,
para el periodo de 1961 a 1990. El criterio
utilizado para identificar las fases de El Niño
y La Niña es el propuesto por Trenberth (1997).
El análisis utiliza el estadístico dm, que
es definido como la diferencia de las medias
X e Y de las dos series. Los errores estándar
ES x
y ES y
se estimaron usando el método
de Bootstrap (Efron y Tibshirani, 1993). La
expresión del estadístico es:
dm =
X
Y
ES x 2 + ES y
2
Los valores del estadístico dm mayores o
cercanos a 2 indican que existe una posible
diferencia entre las verdaderas medias.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
23

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
24
Figura 1. Ubicación geográfica de la zona de estudio en la provincia de Buenos Aires, Argentina.
Los valores obtenidos del estadístico
dm para las distintas estaciones del año se
presentan en el cuadro 1.
Este primer análisis muestra que para la
fase de El Niño, la diferencia en medias de la
suma de la precipitación es superior a 30.00
mm para las estaciones de primavera y otoño,
con una máxima de 40.75 en otoño (cuadro 1).
Estación
Este resultado es consistente con lo obtenido
por Spescha et al. (2004) en la región pampeana,
donde en otoño obtienen mayores excesos
asociados con la fase de El Niño y también una
tendencia creciente en la precipitación.
Con respecto al estadístico dm, se observa
que el mismo es inferior a 2, con un valor de
1.23 para primavera. Esto se debe a que tanto
Cuadro 1. Diferencia entre las medias de la suma de la precipitación estacional.
Dif. El Niño-
ST (mm)
Dif. error
estándar
dm
Dif. La Niña-
ST (mm)
Dif. error
estándar
Verano 5.34 30.69 0.17 -31.08 28.92 -1.07
Otoño 40.75 78.99 0.52 -2.62 36.98 -0.07
Invierno 24.81 26.42 0.94 -13.83 27.68 -0.50
Primavera 32.99 26.72 1.23 -52.81 25.61 -2.06
dm

Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
en primavera como en otoño, la diferencia
del error estándar es importante y muestra
una mayor dispersión entre los valores de la
suma de la precipitación observada en ambas
estaciones y series analizadas.
Para la fase de La Niña, el cuadro 1 muestra
que la diferencia en medias de la suma de la
precipitación es negativa, con un valor de más
de 30 mm para las estaciones de primavera y
verano, con una máxima de 52.81 y un valor
del estadístico dm superior a 2 en primavera.
Se realizó un análisis similar en escala de
tiempo mensual. En el cuadro 2 se presentan
los valores obtenidos de las diferencias en
medias, el error estándar y el estadístico dm.
El cuadro 2 muestra que las diferencias en
media de la precipitación observada asociada
con la fase de El Niño es positiva y superior
a 30 mm para el mes de abril y también tiene
asociada una diferencia del error estándar
muy elevada, con lo cual el estadístico dm es
inferior a 2. Además, para los meses de octubre,
noviembre, diciembre, marzo y mayo, se observa
que la diferencia en medias es superior
a 15 mm.
Para la fase de La Niña se observa una
diferencia negativa de más de 30 mm para el
mes de octubre y también un valor de dm muy
próximo a 2. Además, el mes de noviembre
muestra una diferencia en medias del orden de
25 mm y un valor elevado de dm de 1.57.
Los valores presentados en los cuadros
1 y 2 muestran que para la fase de La Niña,
la precipitación disminuye en primavera,
principalmente para los meses de octubre
y noviembre. Para la fase de El Niño, la
precipitación aumenta en primavera y en
otoño, especialmente para los meses de octubre
a diciembre y de marzo a mayo.
Estos resultados son consistentes con los
obtenidos por las investigaciones realizadas
en la región pampeana por Magrin et al. (2000,
2005), Sierra (2007) y Berri et al. (2002), quienes
observaron que la precipitación para la fase
de La Niña disminuye en primavera y verano,
y para la fase de El Niño aumenta en otoño y
primavera.
También se aplicó el método de Bootstrap
(Efron y Tibshirani, 1993) a las diferencias
entre las medias de la suma de la precipitación
observada, correspondientes a las fases de
El Niño y La Niña para una escala de tiempo
estacional y mensual (cuadros 3 y 4).
El cuadro 3 muestra que la diferencia en
media de la suma de la precipitación observada
25
Cuadro 2. Diferencia entre las medias de la suma de la precipitación observada mensual.
Mes
Dif. El Niño-
ST (mm)
Dif. error
estándar
dm
Dif. La Niña-
ST (mm)
Dif. error
estándar
dm
Enero -5.37 17.64 -0.30 -1.18 19.69 -0.06
Febrero 1.76 11.64 0.15 2.56 19.33 0.13
Marzo 16.69 27.63 0.60 0.61 25.87 0.02
Abril 33.85 48.51 0.70 -1.35 26.49 -0.05
Mayo 18.45 18.51 0.99 8.44 16.71 0.50
Junio 12.92 8.93 1.45 10.91 10.56 1.03
Julio 10.00 17.22 0.58 -13.74 13.44 -1.02
Agosto 8.24 10.81 0.76 -5.82 19.67 -0.29
Septiembre 12.21 14.54 0.84 3.36 12.89 0.26
Octubre 21.40 16.28 1.31 -31.62 15.93 -1.98
Noviembre 15.49 14.96 1.04 -24.55 15.59 -1.57
Diciembre 17.47 16.54 1.06 -8.84 15.26 -0.58
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

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Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
Cuadro 3. Diferencia entre las medias de la suma de la precipitación estacional.
Estación El Niño (mm) La Niña (mm) Dif. error estándar dm
Verano 308.30 271.88 33.38 1.09
Otoño 313.54 270.17 80.75 0.53
Invierno 152.31 113.67 35.24 1.09
Primavera 282.30 196.50 30.08 2.85
Cuadro 4. Diferencia entre las medias de la suma de la precipitación observada mensual.
Mes El Niño (mm) La Niña (mm) Dif. error estándar dm
Enero 106.18 110.37 21.70 -0.19
Febrero 93.70 94.50 19.86 -0.04
Marzo 143.25 127.17 33.54 0.48
Abril 117.37 82.17 48.33 0.73
26
Mayo 81.16 71.14 22.14 0.45
Junio 54.26 52.25 12.27 0.16
Julio 53.91 30.17 19.84 1.19
Agosto 50.50 34.28 20.70 0.78
Septiembre 72.60 63.75 16.86 0.52
Octubre 118.77 65.75 18.72 2.83
Noviembre 107.04 67.00 17.12 2.34
Diciembre 116.94 90.62 18.78 1.40
para la estación de primavera asociada con la
fase de La Niña respecto a la fase de El Niño
es igual a 85 mm y tiene asociado un valor
del estadístico dm superior a 2. En verano,
otoño e invierno, las diferencias son del orden
del 36, 43 y 39 mm, respectivamente y están
asociadas con diferencias del error estándar
muy importantes, con lo cual el estadístico dm
es inferior a 2.
Los valores de las medias de la suma de
la precipitación observada para la fase de La
Niña son inferiores a las asociadas con la fase
de El Niño, en valores de 53 y 40 mm para
los meses de octubre y noviembre. Además,
el estadístico dm es superior a 2 para ambos
meses, e indica que existe una diferencia entre
las verdaderas medias de la precipitación
asociadas con las fases de El Niño y La Niña.
Para el mes de abril, la diferencia es del orden
de 35 mm, con una diferencia elevada en el
error estándar.
Aplicación de la prueba estadística de Mann
Whitney
La serie de precipitación histórica de la estación
meteorológica de Azul se utilizó como
variable de entrada al modelo hidrológico y de
calidad de agua porque presenta un registro
histórico extenso que incluye un número
importante de las fases del ENOS. Entonces se
aplicó la prueba estadística no paramétrica de
Mann Whitney, con el propósito de comparar
si las series de precipitación diaria de las

Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
estaciones meteorológicas de Olavarría y Azul
—para un periodo común a ambas estaciones,
que es el comprendido entre los años 1988 y
1999— provienen de una misma población
para un nivel de significación del 10%.
La hipótesis nula H 0
considera que las
series de precipitación diaria provienen de la
misma población y por lo tanto sus funciones
de densidad de probabilidades son iguales; la
hipótesis alternativa H 1
reconoce que las series
no provienen de la misma población y entonces
sus funciones de densidad de probabilidades
no son iguales; ambas hipótesis requieren
que las series sean independientes.
Los resultados obtenidos muestran que
para todos los meses del año, con excepción
de abril, se acepta la hipótesis nula, que dice
que las series de precipitación diaria de las
estaciones meteorológicas de Olavarría y Azul
provienen de una misma población.
Valores observados de la carga de nitrato en
la fase El Niño
La agencia denominada National Oceanic and
Atmospheric Administration del Departamento
de Comercio de Estados Unidos
(NOAA) clasifica los años 2002 y 2004 como
fases del ENOS de calentamiento; en particular,
el año 2004 corresponde a una fase de El Niño
de menor magnitud que la del 2002. En el
cuadro 5 se muestran los valores observados
de la precipitación, el escurrimiento superficial
y la carga de nitratos para los meses de julio a
octubre.
Los valores presentados en el cuadro 5
indican que a medida que se incrementa la
Mes
precipitación también aumenta el escurrimiento
superficial y la carga de nitratos transportada
por el mismo. En el caso particular del mes de
julio para los dos años analizados y el mes de
octubre de 2002, donde la precipitación es del
mismo orden de magnitud y el escurrimiento
superficial asociado a cada mes es de diferente
orden de magnitud, se podría deber a la
distribución espacial y temporal de los eventos
de la precipitación.
Resultados de la aplicación del modelo
SWRRB-WQ
El escenario adoptado en la etapa de calibración
del modelo SWRRB-WQ, denominado escenario
inicial, considera que toda la superficie de la
cuenca está cultivada con trigo, que se siembra
a fines de julio, y cosechado a mediados de
enero del año siguiente. Los fertilizantes
aplicados se distribuyen de la siguiente forma:
a fines de julio, en el momento de la siembra,
se utiliza fosfato diamónico; posteriormente, a
mediados de octubre, en la etapa de macollaje
del cultivo, se utiliza urea. La carga aplicada de
cada uno de los fertilizantes es de 100 kg/ha.
Teniendo en cuenta las fórmulas químicas
de fosfato diamónico y urea, se obtiene que
la masa de nitrógeno y fósforo en 100 kg/ha
de fosfato diamónico es de 21.21 kg/ha de
nitrógeno y 23.45 kg/ha de fósforo, y en 100
kg/ha de urea es de 46.64 kg/ha de nitrógeno.
En total se aplican 67.85 kg/ha de nitrógeno,
que equivale a decir que se han aplicado en
total 300.37 kg/ha de nitratos.
Para seleccionar el tipo de cultivo, el
periodo de siembra/cosecha y el momento
Cuadro 5. Comparación entre variables hidrológicas y de calidad de agua.
Precipitación (mm) Escurrimiento superficial (mm) Carga de nitratos (kg/ha)
2002 2004 2002 2004 2002 2004
Julio 77.1 71.8 1.57 0.39 0.016 0.008
Agosto 119.4 56.8 17.58 0.39 0.739 0.019
Septiembre 68.6 20.1 7.77 0.39 0.109 0.027
Octubre 159.7 62.1 22.41 0.39 0.625 0.028
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
27

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Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
28
de aplicación del fertilizante nitrogenado, se
consultó a la Agencia de Extensión Olavarría,
perteneciente al Instituto Nacional de Tecnología
Agropecuaria (INTA), que brinda
asesoramiento técnico a los productores
agropecuarios de la región.
Con el propósito de analizar los efectos de la
variabilidad de la precipitación sobre la carga
de nitratos, se simularon dos escenarios con
diferentes cargas de fertilizantes nitrogenados
a partir de la recomendaciones de Magrin
et al. (2005), quienes sugieren aumentar o
disminuir la carga fertilizante nitrogenado
cuando suceden las fases de El Niño y La Niña,
respectivamente.
El escenario 1 incluye una aplicación de
200 kg/ha de fosfato diamónico a la siembra
y otra de 230 kg/ha de urea al macollaje; para
el escenario 2 se aplican 50 kg/ha de cada uno
de los fertilizantes mencionados. Las fechas de
aplicación asociadas con estos dos escenarios
son las mismas que para el escenario inicial.
A partir de las fórmulas químicas del fosfato
diamónico y de la urea, se obtiene que la masa
de nitrógeno y fósforo en 200 kg/ha de fosfato
diamónico es igual a 42.43 kg/ha y 46.90 kg/
ha, respectivamente, y en 230 kg/ha de urea se
tiene una masa de nitrógeno de 107.28 kg/ha.
En total se aplican 149.71 kg/ha de nitrógeno,
que representan 662.77 kg/ha de nitratos.
De la misma manera, en 50 kg/ha de fosfato
diamónico se tiene una masa de 10.61 kg/ha
de nitrógeno y 11.73 kg/ha de fósforo, y en
50 kg/ha de urea se tiene una masa 23.32 kg/
ha de nitrógeno. En total, para este escenario
se aplican 33.93 kg/ha de nitrógeno, que
equivalen a 150.21 kg/ha de nitratos.
Etapa de calibración
En este parágrafo se muestran los valores
medios del escurrimiento superficial y de
la carga de nitratos obtenidos a partir de
la aplicación del modelo hidrológico y de
calidad de agua que utiliza como variables de
entrada la precipitación, y las temperaturas
máxima y mínima observadas en la estación
del Aeropuerto Olavarría para el periodo 1988-
2002.
Con el propósito de analizar el ajuste
alcanzado con el modelo SWRRB-WQ, se aplica
la metodología propuesta por Harmel y Smith
(2007), que permite estimar el rango probable
de error en los valores medios observados
del escurrimiento superficial y de la carga
de nitratos, es decir, la incertidumbre en las
variables observadas.
Los límites de incertidumbre en las variables
observadas, para los meses en los cuales se
aplica el fertilizante nitrogenado, se muestran
en las figuras 2 y 3. También se tiene que los
valores medios estimados del escurrimiento
y de la carga de nitratos —en la etapa de
calibración del modelo— se encuentran dentro
de los límites de incertidumbre calculados
para los valores medios observados de ambas
variables.
Los valores medios del escurrimiento
superficial calculados con el modelo hidrológico
y de calidad de agua para los meses de
agosto, septiembre y octubre se consideran
aceptables, porque se ubican dentro de los
límites establecidos para los valores medios
observados del escurrimiento superficial.
Para los meses en que se aplica el fertilizante,
la carga media de nitratos obtenida con el
modelo SWRRB-WQ se encuentra dentro de
los límites estimados para los valores medios
observados de la carga de nitratos.
Análisis asociado con la variabilidad
climática
Los resultados obtenidos a partir de la
aplicación del modelo hidrológico y de calidad
de agua son el escurrimiento superficial y la
carga de nitratos para el periodo 1961-1990. A
continuación se estima el estadístico dm para
una escala de tiempo mensual, con el propósito
de analizar la existencia de diferencias en
medias del escurrimiento superficial y la carga
de nitratos asociadas con las fases de El Niño y
La Niña respecto a la serie total de cada una de
las variables mencionadas.

Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
14
12
Escurrimiento (mm)
10
8
6
4
2
0
Agosto Septiembre Octubre Noviembre
Tiempo (meses)
Observado Calibrado Incertidumbre
Figura 2. Escurrimiento superficial.
29
1.5
1.25
Carga nitratos (kg/ha)
1
0.75
0.5
0.25
0
Agosto Septiembre Octubre Noviembre
Tiempo (meses)
Observado Calibrado Incertidumbre
Figura 3. Carga de nitratos.
Los valores de las diferencias en medias fertilizante nitrogenado, se presentan en los
y del error estándar del escurrimiento cuadros 6 y 7.
superficial y de la carga de nitratos para el El valor del estadístico dm es superior
periodo comprendido entre julio y diciembre, a 2 para los meses de octubre y noviembre
que se corresponde con la aplicación del (cuadro 6), e indica que existe una diferencia
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
Cuadro 6. Diferencia entre las medias del escurrimiento superficial. Escenario inicial.
Mes
Dif. El Niño-
ST (mm)
Dif. error
estándar
dm
Dif. La Niña-
ST (mm)
Dif. error
estándar
dm
Julio 1.47 3.29 0.45 -1.79 1.18 -1.52
Agosto 0.82 1.56 0.52 -0.08 1.49 -0.06
Septiembre 0.69 1.72 0.40 0.13 0.85 0.15
Octubre 2.01 2.50 0.81 -4.41 1.32 -3.35
Noviembre 0.67 1.88 0.36 -2.62 1.26 -2.09
Diciembre 1.15 1.84 0.63 -1.24 1.05 -1.18
Cuadro 7. Diferencia entre las medias de la carga de nitratos. Escenario inicial.
Mes
Dif. El Niño- Dif. error
Dif. La Niña- Dif. error
dm
ST (kg/ha) estándar
ST (kg/ha) estándar
dm
Julio 0.02 0.06 0.31 -0.02 0.05 -0.39
Agosto 0.03 0.14 0.24 -0.01 0.14 -0.06
30
Septiembre 0.09 0.13 0.66 0.01 0.06 0.17
Octubre 0.22 0.58 0.39 -0.60 0.36 -1.69
Noviembre 0.01 0.03 0.47 -0.04 0.02 -1.90
Diciembre 0.01 0.03 0.59 -0.02 0.02 -1.26
entre la media del escurrimiento superficial
asociado con la fase de La Niña respecto a la
media de la serie total.
Para los meses de octubre y noviembre
existe una diferencia entre la media de la carga
de nitratos asociada con la fase de La Niña
respecto a la media de la serie total y el valor
del estadístico dm es muy próximo a 2 (cuadro
7).
Los valores del estadístico dm mostrado en
los cuadros 6 y 7, para los meses de octubre y
noviembre, son consistentes con los obtenidos
para la precipitación (cuadro 2) y muestran
la influencia de la precipitación asociada
con la fase de La Niña sobre el escurrimiento
superficial y la carga de nitratos.
Se analiza la variación porcentual de los
valores medios de las variables precipitación,
escurrimiento superficial y carga de nitratos
asociadas con las fases de El Niño y La Niña
respecto a las medias de las series totales a
partir de los resultados obtenidos con el modelo
hidrológico y de calidad de agua (cuadro 8).
El cuadro 8 muestra que para el periodo de
tiempo que se aplica el fertilizante nitrogenado,
que corresponde a los meses de julio a diciembre,
un incremento en la precipitación asociado
con la fase de El Niño causa un aumento en el
escurrimiento y en la carga de nitratos. Sucede
lo contrario en la fase de La Niña, donde una
disminución en la precipitación produce una
reducción en el escurrimiento y en la carga de
nitratos.
Las variaciones en porcentaje en el escurrimiento
superficial y la carga de nitratos
ocasionadas por los cambios en la precipitación
se corresponden con la distribución temporal
de la precipitación, el periodo de aplicación
del fertilizante nitrogenado y la condición de
humedad antecedente. Estos factores afectan
las estimaciones del escurrimiento y de la carga
de nitratos obtenidos a partir de la aplicación

Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
Cuadro 8. Variación porcentual de los valores medios de las variables hidrológicas y de calidad de agua. Escenario inicial.
Mes
(El Niño-ST)/ST (%) (La Niña-ST)/ST (%)
P Q Nitratos P Q Nitratos
Julio 22.8 53.6 20.0 -31.3 -65.2 -21.8
Agosto 19.58 55.3 19.9 -14.5 -6.9 -4.5
Septiembre 20.2 42.9 48.6 5.6 12.5 9.8
Octubre 22.0 42.1 25.1 -32.5 -92.2 -67.6
Noviembre 16.9 30.8 37.5 -26.8 -94.9 -77.8
Diciembre 17.6 46.1 30.5 -8.9 -49.7 -51.9
del modelo SWRRB-WQ, que utiliza como
variable de entrada la precipitación observada
correspondiente a un periodo de treinta años.
Relación entre la carga de fertilizante para los
escenarios 1 y 2
Con el propósito de analizar el efecto que
produce una mayor o menor aplicación
de la carga de fertilizantes nitrogenados,
se presentan a continuación los resultados
obtenidos del estadístico dm para los meses de
aplicación de los fertilizantes asociados con los
escenarios 1 y 2.
Se aplica el estadístico dm para estimar
la diferencia entre las medias de la carga de
nitratos correspondiente a los escenarios 1 y 2
asociados con las fases de El Niño y La Niña
respecto a las medias de las series asociadas de
El Niño y La Niña del escenario inicial (cuadro
9).
Se observa que para la fase de El Niño, el
estadístico dm adquiere un valor superior a 2
para el mes de noviembre. Para los meses de
septiembre y octubre, el estadístico tiene un
valor próximo a 1.5. Además, la diferencia
entre los valores medios es positiva, es decir
que existe mayor transporte de la carga de
nitratos asociada al escenario 1 en los meses de
aplicación del fertilizante nitrogenado.
Con respecto a la fase de La Niña, el
estadístico dm es próximo a 2 para el mes de
noviembre; existe una diferencia de la carga
de nitratos asociada con la fase de La Niña y
también las diferencias entre los valores medios
es negativa, es decir que existe un menor
transporte de la carga de nitratos asociado con
el escenario 2 en los meses de aplicación del
fertilizante nitrogenado.
Conclusiones
La realización de este trabajo muestra la
posibilidad de aplicación de un modelo
hidrológico y de calidad de agua para estimar
el efecto que tiene la variabilidad interanual
de la precipitación observada asociada con
las fases del ENOS sobre el escurrimiento
superficial y la carga de nitratos transportada
por el mismo en distintas escalas temporales.
El análisis realizado con la serie histórica de
la precipitación de la estación meteorológica
de Azul muestra que en la fase de La Niña
se observa una reducción de la precipitación
para los meses de octubre y noviembre, y
un aumento para el mes de abril asociado
con la fase de El Niño. Estos resultados son
consistentes con los obtenidos por diferentes
autores en la región pampeana, entre los que
se pueden citar Magrin et al. (2000, 2005), Sierra
(2007), Spescha et al. (2004) y Berri et al. (2002).
Los resultados obtenidos con la aplicación
del modelo SWRRB-WQ, que utiliza como
variable de entrada la precipitación observada
de un periodo de treinta años, muestra que la
variabilidad en el escurrimiento superficial y
la carga de nitratos debido al efecto de la fase
de La Niña es preponderante respecto a la fase
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
31

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
Cuadro 9. Diferencia entre las medias de la carga de nitratos. Escenarios 1 y 2.
Escenario 1 Escenario 2
Mes
Dif. El Niño*-
El Niño
(kg/ha)
Dif. error
estándar
dm
Dif. La Niña*-
La Niña
(kg/ha)
Dif. error
estándar
dm
Julio 0.09 0.12 0.70 -0.04 0.05 -0.98
Agosto 0.51 0.53 0.97 -0.10 0.13 -0.09
Septiembre 0.51 0.39 1.31 -0.07 0.06 -1.31
Octubre 3.10 2.18 1.42 -0.10 0.19 -0.52
Noviembre 0.31 0.10 3.08 -0.01 0.006 -1.64
Diciembre 0.03 0.03 0.99 -0.01 0.01 -0.64
*Escenario inicial.
32
de El Niño para el periodo de aplicación del
fertilizante nitrogenado.
También se observa que para la fase de El
Niño, cuando se aumenta la carga de fertilizante
aplicada, resulta superior la carga de nitratos
transportada por el escurrimiento; para la fase
de La Niña, a medida que disminuye la carga
aplicada, menor es la carga de nitratos que se
transporta con el escurrimiento.
BERBERY, E.H., DOYLE, M., and BARROS, V. Regional
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Agradecimientos
EFRON, B. and TIBSHIRANI, R. An introduction to the
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Los autores desean expresar su reconocimiento al ingeniero
Oscar Natale por las revisiones y apreciados comentarios
durante el desarrollo del presente trabajo.
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Maestría en Ingeniería de los Recursos Hídricos. Santa Fe,
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Recibido: 27/05/09
Aceptado: 21/02/12
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Tecnología y
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Gelmi y Seoane, Estimación de la carga de nitratos en una cuenca rural y su relación con la variabilidad climática
Abstract
GELMI, M. & SANTIAGO-SEOANE, R. Nitrate loads estimation in a rural basin and its
relationship with the climate variability. Water Technology and Sciences (in Spanish).
Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp. 21-34.
The objective of this work is to study the ability of the Simulator for Water Resources in
Rural Basins – Water Quality (SWRRB-WQ) model to estimate the load of nitrogenous
fertilizer transported by surface runoff in a sub-basin of the Tapalqué River (Buenos Aires
Province, Argentina). Also discussed is the impact of the climatic variability resulting from
El Niño Southern Oscillation (ENSO) phases on runoff and fertilizer load. The SWRRB-
WQ model consists mainly of a representation of the hydrology and water quality associated
with a hydrometeorological variables generator. Precipitation data from the meteorological
station located in Azul was used for the period 1961-1990 as input to the SWRRB-WQ in
order to analyze the variability of surface runoff and nitrate load in a control section located
at the outlet of the basin under study. The results of this analysis show the effect of the
variability observed in the precipitation associated with ENSO phases on surface runoff and
transported nitrate loads at different time scales.
Keywords: climatic variability, hydrological and water quality models, nitrate.
34
Dirección institucional de los autores
M.C. Mónica Gelmi
Facultad de Ingeniería
Universidad Nacional de la Provincia de Buenos Aires
Avenida del valle 5400
Olavarría, Provincia de Buenos Aires, Argentina
Teléfonos: +54 (0228) 4451 055 y 4451 056, extensión 233
mgelmi@fio.unicen.edu.ar
Ing. Rafael Santiago Seoane
Instituto Nacional del Agua
Au. Ezeiza-Cañuelas, tramo Jorge Newbery, km 1 620,
C.C. núm. 46
1802 Ezeiza, Buenos Aires, Argentina
Teléfono: +54 (11) 4983 3736
rafaelseoane@yahoo.com
rseoane@ina.gov.ar

Variaciones en la calibración de un
aforador Parshall
• Edmundo Pedroza-González •
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
• Jorge Leonel Ángel-Hurtado •
Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, México
Resumen
El uso del aforador tipo Parshall es común en industrias que requieren medir
descargas de aguas residuales. Es frecuente encontrar que dichos aforadores
no cumplen con alguna o varias de las recomendaciones dadas en las normas
correspondientes. Con objeto de indagar sobre el tipo de ecuación de ajuste
resultante de diversos incumplimientos en la norma, se calibró un aforador de tres
pulgadas en un laboratorio. Se probaron incumplimientos tales como pendientes
fuertes y obstáculos en el canal de llegada, así como rugosidades altas en el material
del aforador y falta de verticalidad en las paredes. Las diferentes ecuaciones de
ajuste se compararon con la ecuación recomendada en la norma y se encontró que
un mejor cumplimiento de la norma no siempre genera la ecuación más parecida.
Por ejemplo, cuando se calibró el aforador con una pendiente nula en el canal de
llegada, se obtuvo una ecuación muy diferente a la ecuación de la norma; y las
calibraciones con pendientes mayores, incluso fuera de rango, tuvieron valores
más parecidos. También se encontró que la calibración del aforador con rugosidad
de 2 mm en las paredes tiene una ecuación de ajuste más parecida, incluso más
que la calibración con paredes prácticamente lisas. Por otro lado, se observó que
la calibración con una pantalla colocada a 40 cm aguas arriba genera una ecuación
de ajuste mejor que cuando la misma pantalla se coloca a 160 cm. Con base en
los resultados, se concluye que es preferible calibrar los aforadores Parshall que
cumplir con la norma.
35
Palabras clave: aforador Parshall, calibración.
Antecedentes
El Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
(IMTA) presta servicios de asesoría a industrias
que requieren conocer el desempeño
de aforadores tipo Parshall; las razones son
diversas, por ejemplo, es necesario cumplir
con sistemas de calidad o en otras ocasiones se
requiere apoyo en la realización de auditorías
y controversias por la descarga de aguas
residuales.
Ante la ausencia de normas nacionales
sobre el tema, los trabajos se realizan con base
en las recomendaciones de la norma D1941-
91 Standard Test Method for Open Channel Flow
Measurement of Water with Parshall Flume de la
American National Standard (norma ASTM en lo
subsiguiente; ASTM, 2001); también se considera
la norma ISO-9826 Measurement of liquid flow in
open channels-Parshall and SANIIRI flumes de la
International Standards Office (norma ISO en lo
sucesivo; ISO, 1992).
La mayor parte de los trabajos se basan en
la norma ASTM, por considerarla más práctica
y sencilla; en dicha norma se recomienda que
la construcción y colocación del aforador se
apegue a ciertos requisitos, en aras de lograr los
mejores resultados de medición; básicamente
se especifican requisitos sobre la construcción
del aforador, algunas condiciones del canal de
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 35-51

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
36
llegada y aspectos de tipo metrológico. En el
número 11.3 de dicha norma se indica que si un
aforador cumple con los requisitos estipulados
en ella, se tendrá una incertidumbre de ±
5%; en la misma norma, en el número 9.1, se
recomienda calibrar el aforador ya colocado
en el sitio para mejorar dicha incertidumbre.
En la totalidad de los casos atendidos, la
calibración de los aforadores no fue posible;
en algunos sitios debido a la restricción de
acceso al canal de llegada y en otros, por la
imposibilidad de la variación del gasto en
el aforador, ya que el agua que escurre por
el mismo proviene de procesos industriales
no susceptibles de alteración; una correcta
calibración requiere de la variación del gasto
en la totalidad del rango de funcionamiento
del aforador. En los sitios donde es posible el
acceso al canal de llegada, se comparan uno
o dos valores del gasto en el aforador contra
el gasto estimado con ayuda de un medidor
de referencia; a este procedimiento se le
llama “Verificación”. Cuando no es posible
comparar los gastos, se revisa el cumplimiento
de los requisitos de la norma; si es el caso,
se le asigna el valor del error indicado en la
norma (5%); a este último procedimiento se
le llama “Revisión”. Cuando dicha Revisión
no es satisfactoria porque no se cumplen los
requisitos y tampoco se puede llevar a cabo la
Verificación, es imposible emitir un juicio sobre
el desempeño del aforador. Prevalece entonces
la duda entre el personal de las industrias,
porque no saben qué tan bien o mal trabaja
su aforador. Para tener algunos elementos de
respuesta ante esta circunstancia, se calibró
un aforador bajo condiciones que suponen
el incumplimiento de algunos requisitos de
la norma; particularmente se buscó indagar
sobre el tipo de ecuación de ajuste que
resulta de dicha circunstancia. Los aspectos
considerados fueron:
a) Valores altos del número de Froude.
b) Rugosidades altas en las paredes y el fondo
del aforador.
c) Paredes con pequeñas inclinaciones.
d) Obstáculos cercanos al aforador en el canal
de llegada.
Instalaciones experimentales para las
pruebas
Las pruebas se realizaron en el Laboratorio de
Hidráulica “Ing. David Hernández Huéramo”
de la Universidad Michoacana de San Nicolás
de Hidalgo. El laboratorio está destinado
preponderantemente a las prácticas de la
materia de hidráulica, pero también se utiliza
para realizar experimentos como el presente.
Para realizar las pruebas se utilizaron
los canales de pendiente variable y de flujo
permanente. El canal de pendiente variable es
una estructura de metal y cristal, de sección
rectangular de 30 cm de ancho y una longitud
uniforme de 8 m (ver figura 1).
El gasto que circula por el canal se estima
por medio de un vertedor rectangular de pared
delgada tipo Rehbock colocado en uno de los
canales de retorno. La lectura de la carga sobre
el vertedor se realizó con un limnímetro de
punta y un pozo de lectura conectado por vaso
comunicante al canal de llegada (ver figuras 2
y 3).
Para estimar el gasto se utilizó la ecuación
(1), que es la fórmula de Rehbock; tiene gran
precisión y es de las más utilizadas por su
sencillez (Sotelo, 1999):
2b 2g
Q =
3
1+ .0011
h
h 3 2 0.6035 + 0.0813 h + .0011
w
3
2
(1)
Donde Q es el gasto en m 3 /s; b, el ancho del
canal en m; g, la aceleración de la gravedad, en
m/s 2 ; h, la carga sobre el vertedor en m, y w es
la altura de la placa del vertedor en m.
Para dar mayor confiabilidad al vertedor se
cumplieron los requisitos que propone Sotelo
en el mismo libro citado; dichos requisitos

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Figura 1. Canal de pendiente variable.
37
Figura 2. Vertedor Rehbock.
Figura 3. Limnímetro para leer la carga sobre el vertedor
Rehbock.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
2 mm
45 o Placa de
metal
de 3/8”
Figura 4. Detalle del bisel de la placa del vertedor.
15.67 m
Vertedor
Canales
de retorno
Tramo de los canales de retorno
usado como tanque volumétrico
0.6 m
Hacia la
cisterna
Compuerta
Limnímetro con
tanque de lectura
38
Figura 5. Características del tramo de canales de retorno usado como tanque volumétrico.
son los siguientes: a) vertedor perfectamente
horizontal; b) bisel de 2 mm; c) altura del
vertedor mayor a 30 cm y también mayor a dos
veces la carga; d) vertedor perpendicular al
eje del canal; e) canal recto y con una longitud
mayor a diez veces el ancho del vertedor (el
canal tiene 15.67 m y el vertedor tiene 0.6 m de
ancho); f) área del canal de al menos 8bh, donde
b es el ancho del canal y h es la carga sobre el
vertedor; g) el punto de lectura de la carga está
a más de cuatro veces la carga máxima sobre el
vertedor, y h) se tiene eficiente ventilación de la
superficie inferior de la lámina vertiente.
Anteriormente, con fines didácticos, ya
se había calibrado el vertedor utilizando el
mismo canal como tanque volumétrico. El
procedimiento fue el siguiente: primeramente
se delimitó el tramo por la placa del vertedor y
hacia aguas arriba por una compuerta, misma
que se mantuvo cerrada para confinar el agua.
Entre la compuerta y el vertedor se tiene una
distancia de 15.67 m y el ancho del tramo es
de 0.6 m. La altura del vertedor es de 0.45 m.
Para usar el tramo como tanque volumétrico,
primeramente se “cubicó” dicho tramo,
midiendo el ancho del canal en varias partes
y alturas del mismo, resultando que tiene 0.6
m en todas las mediciones; de esta manera se
aseguró que el canal no tuviera variaciones en
su construcción, de manera que las mediciones
de volumen fueran confiables. Posteriormente
se colocaron marcas en la pared del canal cada
cinco centímetros; dichas marcas sirvieron
para medir el tiempo en que el agua tardaba
en alcanzar cada marca; de esta manera, cada
cierto tiempo, se tenía que había escurrido un
volumen de 0.4701 m 3 .
Desde uno de los modelos cercanos al
tramo usado como tanque se dejaba escurrir
cierto caudal, y una vez que rebasaba un nivel
mínimo (por debajo del cual el canal no se podía
usar como tanque volumétrico, dado que tiene
una pequeña pendiente) se comenzaba a medir
el tiempo en que el nivel de agua alcanzaba

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
cada marca de 0.05 m. Así, dividiendo el
volumen ya conocido entre el tiempo, se
obtuvo el gasto. Todo esto se hacía antes de que
el agua rebasara el vertedor; una vez rebasado
el mismo se dejaba transcurrir otro tiempo
hasta que el agua en el tanque de lecturas del
limnímetro se estabilizaba; una vez logrado
esto, se tomaba la lectura en dicho limnímetro.
Esto se repitió para diferentes caudales y se
obtuvieron pares de datos de carga y gasto
(la carga es la del limnímetro y el gasto es el
estimado con la medición del tiempo en que
se llenaba cada marca de 5 cm). En la figura
6 se observan los puntos experimentales y la
curva de gastos calculada con la ecuación (1);
puede apreciarse que se tiene una coincidencia
aceptable, por lo que se considera confiable el
vertedor rectangular de pared delgada como
medidor de referencia. Como dato adicional,
se tiene que el limnímetro cuenta con un
mecanismo tipo “vernier”, lo que le otorga
una precisión de 0.1 mm, lo que redunda en
que el gasto calculado con la ecuación (1) tiene
una precisión de 0.0445 l/s. Cabe mencionar,
asimismo, que el flujo de aproximación al
vertedor siempre fue en régimen subcrítico, lo
que generaba una corriente suave, y paralela al
eje longitudinal del canal.
El canal de flujo permanente está construido
en mampostería, recubierto por un acabado liso
de cemento y pintura acrílica en secciones de
geometría variable. En la zona donde se colocó
el aforador Parshall, la sección es rectangular
de 41 cm de ancho y pendiente uniforme de
0.0001 (ver figura 7).
Para el control de las pruebas realizadas en
el canal de flujo permanente se utilizó como
medidor de referencia un vertedor triangular
de pared delgada, mismo que también se
calibró volumétricamente. Esta calibración se
realizó colocando un tanque aguas abajo del
vertedor; dicho tanque se “cubicó” utilizando
una probeta de dos litros, misma que se llenaba
de agua y se vaciaba en el tanque, marcando
la altura que alcanzaba el nivel para cada
cinco probetas. Inmediatamente después del
vertedor se colocó un canal portátil, mismo
que se usaba para evitar el llenado del tanque
39
70
60
Rehbock
Puntos experimentales
50
Gasto, l/s
40
30
20
10
0
0.00 0.02 0.04 0.06 0.08 0.10 0.12 0.14 0.16
Carga sobre el vertedor, m
Figura 6. Comparación de los puntos experimentales con la ecuación de Rehbock.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Figura 8. Vertedor triangular.
40
Figura 7. Parte final del canal de flujo permanente.
indica un rango de funcionamiento desde
0.85 hasta 53.80 l/s. El aforador se construyó
en acrílico con las dimensiones sugeridas por
la norma ASTM (figuras 9 y 10). En la misma
norma se indica la ecuación que debe usarse
para este ancho de garganta (ecuación (3)):
mientras el gasto variaba; una vez que el gasto
se estabilizaba, se retiraba súbitamente el canal
portátil y se contabilizaba el tiempo de llenado
del tanque; de esta manera se obtuvo el gasto.
La ecuación resultante de esta calibración fue
la ecuación (2):
Q = 1.2077h 2.3192 (2)
Donde Q es el gasto en m 3 /s y h es la carga
sobre el vertedor, en m. Este vertedor se localiza
en la parte final del canal de flujo permanente
(ver figura 8).
Aforador Parshall utilizado en las
pruebas
Se propuso un aforador Parshall de tres
pulgadas de ancho en la garganta; para este
tamaño de aforador, en la norma ASTM se
Q = 1.141Ha 1.55 (3)
Donde Q es el gasto, en l/s, y H a
es la carga
sobre la cresta del aforador, en cm. La carga H a
se midió con un limnímetro de punta colocado
encima del aforador, justo en el sitio que se
indica en el ISO, sección 8.2.1 inciso “d”, y
en el ASTM, sección 7.2.2, es decir a 2/3 de
la longitud de la pared convergente, medida
desde la garganta hacia la parte inicial del
aforador.
Prueba número 1. Calibración para
valores altos del número de Froude
En los trabajos de revisión de aforadores en las
industrias no se detectaron números de Froude
altos; sin embargo, se consideró posible la
presencia de dichos valores en aquellos sitios
sin acceso al canal de llegada. Fue por ello que
se intentó calibrar el aforador para un rango
de números de Froude mayores a los máximos
permitidos en la norma ISO. En esta norma se

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Perfil del fondo 5.70 3.20
45.70 15.20 30.50
30.47
25.30
Sitio de
medición 7.62
Vista en planta
Figura 9. Dimensiones del aforador y sitio de medición del nivel del agua.
propone calcular el número de Froude con la
ecuación (4):
41
Fr =
Q máx
A gh máx
(4)
Figura 10. Vista del aforador de prueba.
Donde Fr es el número de Froude,
adimensional; Q máx
es el gasto máximo que
puede circular por el aforador en m 3 /s; A es el
área hidráulica en m 2 ; g es la aceleración de la
gravedad, en m/s 2 , y h máx
es el tirante máximo
correspondiente a Q máx
. La norma no indica en
dónde debe medirse el tirante h máx
, por lo que
decidió medirse justo antes de la entrada del
aforador.
En el canal de pendiente variable se pueden
lograr fácilmente diferentes valores del número
de Froude, incluyendo valores mayores a la
unidad; por ejemplo, durante las prácticas
de la clase de hidráulica se logran valores de
hasta 2.345. Sin embargo, después de colocar
el aforador fue imposible lograr dichos
valores altos; el aforador, como podría haberse
supuesto, representa un estrechamiento de la
sección que “remansa” el agua; por lo tanto,
el tirante medido después de la colocación
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
42
del aforador es sustancialmente mayor y,
consecuentemente, el número de Froude es
mucho menor. En las gráficas de la figura 11
se presentan los resultados de esta prueba y se
aprecia claramente que aún para pendientes
altas no se logran números de Froude mayores
a 0.18.
Acorde con el objetivo de la investigación,
se determinaron ecuaciones de calibración,
pero se cambió un poco el enfoque: al no lograr
valores altos del número de Froude, se buscaron
diferentes calibraciones para cada valor de
la pendiente. Las ecuaciones resultantes se
presentan en el cuadro 1. En primer lugar, es
notorio que para cada pendiente se tiene una
diferente ecuación, como se aprecia en los
valores del coeficiente y del exponente.
Con objeto de presentar de manera gráfica
las diferencias entre las ecuaciones, se calculó la
diferencia porcentual entre el gasto resultante
de la ecuación ASTM y los gastos calculados
con las ecuaciones de calibración. La diferencia
se calculó con la ecuación (5), donde Q C
es el
gasto de calibración en l/s y Q A
es el gasto de
la ecuación ASTM, también en l/s. De esta
manera, si el resultado es positivo significa
que la ecuación calibrada sobrestima el gasto
y viceversa:
( Q A)
D = Q C
X100 (5)
Q A
Los resultados se muestran en la figura
12. En dicha figura, dos líneas llaman notoriamente
la atención: las correspondientes
a las pendientes mayores (S4 = 0.0154 y S5 =
0.0419), porque se acercan más a la ecuación
ASTM; las otras pendientes en el canal afectan
la ecuación de calibración de tal manera que
se tienen grandes diferencias, por ejemplo,
el caso de la pendiente cero. Estos resultados
invitan a suponer que si la ecuación ASTM es
0.18
0.17
0.16
0.15
S1 = -0.0033
S2 = 0
S3 = 0.0056
S4 = 0.0154
S5 = 0.0419
Número de Froude
0.14
0.13
0.12
0.11
0.10
0.09
0.08
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21
Gasto, l/s
Figura 11. Valores del número de Froude para diferentes pendientes y gastos.

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Cuadro 1. Ecuaciones de calibración para diferentes pendientes.
Pendiente Ecuación Coeficiente de correlación, R 2
S1 = -0.0033
1.6145
Q = 0.1106H a
0.9999
S2 = 0
1.9151
Q = 0.0464H a
0.9903
S3 = 0.0056
1.6593
Q = 0.1029H a
0.993
S4 = 0.0154
1.6109
Q = 0.1241H a
0.9913
S5 = 0.0419
1.5447
Q = 0.1472H a
0.9986
10
0
-10
Diferencia, %
-20
-30
-40
-50
-60
S1 = -0.0033
S2 = 0
S3 = 0.0056
S4 = 0.0154
S5 = 0.0419
43
-70
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
Gasto de referencia (ASTM) l/s
Figura 12. Diferencia entre la ecuación de calibración y la ecuación ASTM para diferentes pendientes.
la más adecuada, las pendientes fuertes afectan
menos que las pendientes suaves.
Con los resultados encontrados se demuestra
que el número de Froude no es una
variable importante, ya que al colocar el
aforador, la corriente tenderá al flujo subcrítico
de manera inevitable; por el contrario, el valor
de la pendiente en el canal sí tiene un efecto
importante sobre la ecuación de calibración.
Ninguna de las normas consultadas indica
restricciones sobre la pendiente, por lo que se
asume que el aforador puede colocarse con
cualquier pendiente y, como se aprecia en
los resultados, cada pendiente generará una
diferente ecuación de calibración.
Prueba número 2. Calibración para
diferentes rugosidades en el interior del
aforador
Para realizar estas pruebas se cubrieron las
paredes y el fondo del aforador con dos
diferentes tamaños de arena. En las normas se
recomienda construir el aforador con un acabado
de cemento pulido y el tamaño máximo
de la rugosidad no debe ser mayor de 0.4
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
44
mm; como tal tamaño es poco práctico, se usó
arbitrariamente arena de aproximadamente 2 y
5 mm (figuras 13 y 14); también se consideró el
caso del aforador sin recubrimiento como una
tercera opción prácticamente lisa.
Al graficar las diferencias porcentuales en
la figura 15, se aprecia que la rugosidad de 2
mm no parece afectar demasiado y el peor
caso resulta, efectivamente, la rugosidad de 5
mm. Llama la atención que el acabado acrílico
no parece ser la mejor opción y que la mejor
correlación no se obtiene con este material
(R 2 = 0.9993, cuadro 2). En la norma se recomienda
evitar protuberancias mayores 0.4 mm,
pero los resultados de la prueba realizada con
rugosidad de 2 mm, valor sustancialmente
mayor al máximo recomendado, indican que
no es tan importante mantener la rugosidad
baja en el aforador.
Figura 14. Aforador recubierto con arena de 5 mm.
Prueba número 3. Paredes inclinadas en
el interior aforador
Figura 13. Aforador recubierto con arena de 2 mm.
En las normas también se indica que las
paredes del aforador deben estar verticales.
Con objeto de indagar el tipo de ecuación de
ajuste que resulta cuando dichas paredes están
inclinadas, se realizaron dos pruebas más. En
la primera prueba se inclinaron las paredes
hacia el interior del aforador; en la segunda,
por el contrario, se abrieron para inclinarlas
“hacia fuera”. En el caso de la inclinación hacia
adentro, las paredes de la garganta del aforador
se juntaron completamente en su parte
superior, de manera que no fue posible
inclinarlas más; el ángulo máximo logrado
en esta circunstancia fue de 88 grados
respecto de la horizontal. Por el contrario,
el caso de la inclinación hacia fuera no tiene
obviamente restricciones; sin embargo, se
inclinaron las paredes solamente 85 grados,
considerando que dicha inclinación no podría
ser constructivamente mayor. En este caso,
resulta interesante presentar los resultados en
la gráfica de la figura 16.
De manera peculiar, se observa que la línea
de la ecuación de ajuste para paredes cerradas a
88 grados y la línea de la ecuación recomendada
por la norma ASTM, prácticamente se su-

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Cuadro 2. Ecuaciones de calibración para diferentes rugosidades.
Rugosidad Ecuación Coeficiente de correlación R 2
2 mm
1.4714
Q = 0.1763H a
0.9997
5 mm Q = 0.3895H 1.215 a
0.9906
Acrílico
1.498
Q = 0.1816H a
0.9993
140
120
Acabado acrílico
Rugosidad 2 mm
Rugosidad 5 mm
100
Diferencia, %
80
60
40
45
20
0
-20
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
Gasto de referencia (ASTM) l/s
Figura 15. Diferencia respecto a la ecuación ASTM para diferentes rugosidades.
perponen. La ecuación resultante para el caso
de las paredes abiertas a 85 grados tiene un
comportamiento diferente, alejándose de la
ecuación ASTM (cuadro 3). Esta diferencia se
muestra en la figura 17, donde se observa que
dicha diferencia es sustancialmente importante,
y se desarrolla de manera consistente entre
los 25 y 28%, aproximadamente.
Prueba número 4. Calibración con
obstáculos aguas arriba del aforador
Para conocer el comportamiento del aforador
cuando se tienen obstáculos aguas arriba
del mismo se colocaron dos elementos que
perturbarían de manera diferente el flujo. El
primer elemento es una pantalla formada por
una placa de acrílico montada en un marco
metálico y colocada al centro del canal. La
pantalla cubre gran parte de la sección y
permite el paso del agua únicamente por
los costados (ver figuras 18 y 19). Según la
recomendación de la norma ASTM, el tramo
recto y sin obstáculos antes del aforador debe
ser de veinte veces el ancho de la garganta, para
este caso 152.4 cm. Las diferentes posiciones de
la pantalla fueron 40, 80 y 160 cm aguas arriba
de la entrada del aforador; ello significa que
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
30
25
Paredes cerradas 88 grados
Paredes abiertas 85 grados
ASTM
20
Gasto, l/s
15
10
5
0
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26
Ha, cm
46
Figura 16. Gráfica de calibración con paredes inclinadas.
Cuadro 3. Ecuaciones de calibración para diferente inclinación en las paredes.
Inclinación Ecuación Coeficiente de correlación R 2
88º hacia adentro Q = 0.1257Ha 1.5916 0.9997
85º hacia fuera Q = 0.1799Ha 1.5524 0.9993
dos posiciones quedaron dentro del tramo en el
que no debieran existir obstáculos (40 y 80 cm)
y la tercera posición está prácticamente fuera
del mismo tramo (160 cm).
Asimismo, se utilizó una especie de “desviador”
consistente en varias barras verticales
inclinadas respecto del eje longitudinal del
canal, con una cierta separación para desviar
el flujo que escurre entre ellas (ver figuras 18
y 19). El desviador se colocó en las mismas
posiciones que la pantalla (40, 80 y 160 cm).
Las ecuaciones de calibración para las
diferentes ubicaciones de la pantalla se pueden
ver en el cuadro 4; las diferencias porcentuales
se grafican en la figura 20. Especial atención
merece el hecho evidente de la menor influen-
cia que tiene la pantalla cuando está cerca del
aforador, contrariamente a lo que se esperaría.
También es de observarse que la mejor
correlación corresponde a la segunda posición
de la pantalla (80 cm), con un coeficiente de
correlación R 2 de 0.9934.
En el caso del desviador, se encontraron las
ecuaciones de calibración del cuadro 5; debe
observarse que el valor de los coeficientes de
correlación son comparativamente menores a
los encontrados en las otras pruebas.
La comparación porcentual presentada en
la figura 20 muestra que todas las líneas para
el caso del desviador tienen un mismo patrón
y se desarrollan en una zona común de la
gráfica; además, el desviador colocado más

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
35
30
25
Diferencia, %
20
15
10
5
0
Paredes cerradas 88 grados
Paredes abiertas 85 grados
-5
-10
-15
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
Gasto de referencia (ASTM) l/s
Figura 17. Diferencia respecto a la ecuación ASTM para diferentes inclinaciones.
47
cerca es más perjudicial, y cuando se coloca
más lejos afecta menos, lo que es de esperar;
por el contrario, las líneas correspondientes a la
pantalla son muy diferentes, cambian de signo
entre ellas; el caso de la pantalla a 160 cm del
aforador es el que presenta mayor diferencia
entre su calibración y la ecuación ASTM, aun
Figura 18. Pantalla y desviador utilizados en las pruebas.
cuando ya está fuera del tramo recto mínimo
recomendado.
En las pruebas de la pantalla y el desviador
se observa que el aforador presenta cierto
comportamiento de “regulación” del flujo.
Primeramente se inyectó un trazador (azul
de metileno) cuando se colocaron la pantalla
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

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Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Figura 19. Vista en planta de la perturbación en el flujo por efecto de la pantalla y el desviador.
Cuadro 4. Ecuaciones de calibración para diferentes posiciones de la pantalla.
Distancia aguas arriba del aforador Ecuación Coeficiente de correlación R 2
48
40 cm Q = 0.1273H a
1.593
0.9769
80 cm Q = 0.1056H a 1.6062 0.9934
160 cm Q = 0.2339H a
1.498
0.9752
Diferencia, %
70
65
60
55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
-25
-30
Desviador a 40 cm Desviador a 80 cm Desviador a 160 cm
Pantalla a 40 cm Pantalla a 80 cm Pantalla a 160 cm
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
Gasto de referencia (ASTM) l/s
Figura 20. Diferencia respecto a la ecuación ASTM cuando se tienen obstáculos aguas arriba del aforador.

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Cuadro 5. Ecuaciones de calibración para diferentes posiciones del desviador.
Distancia aguas arriba del aforador Ecuación Coeficiente de correlación R 2
40 cm
1.4
Q = 0.2504H a
0.906
80 cm
1.405
Q = 0.2417H a
0.9465
160 cm
1.475
Q = 0.1936H a
0.9565
y el desviador (ver figuras 21 y 22), y se
observó claramente en ambos casos que el
flujo sale muy desviado, pero rápidamente se
alinea y cuando entra a la garganta el flujo
ya presenta trayectorias rectas. Se advierte
que el trazador se inyectó únicamente en uno
de los extremos de la pantalla y desviador,
respectivamente.
En segundo lugar se colocó la placa extremadamente
cerca de la entrada del aforador
(ver figura 23). Se observa que el agua escurre
únicamente por las aberturas formadas por las
paredes del canal y la pantalla. Aún en estas
condiciones extraordinarias, el nivel del agua
se mantiene aproximadamente en la misma
altura que tiene sin la pantalla.
Los diferentes resultados de la pantalla y el
desviador suponen que otro tipo de obstáculo
tendrá su propia ecuación de calibración,
independientemente de la distancia a la que
se encuentre del aforador, aún incluso si dicho
obstáculo está fuera del tramo mínimo de
longitud recta, pero lo suficientemente cercano
como para causar algún efecto.
Figura 22. Vista en planta del desviador antes del aforador.
49
Figura 21. Vista en planta de la pantalla antes del aforador.
Figura 23. Placa de acrílico colocada en la entrada del
aforador.
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Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
50
Conclusiones
La recomendación dada en la norma ASTM
respecto a la calibración de los aforadores
Parshall después de que éstos hayan sido
colocados en el sitio parece muy atinada,
ya que los resultados encontrados indican
que para cada diferente situación se tendrá
una diferente ecuación de ajuste. Por otro
lado, en la misma norma se indica que un
medidor que cumpla con los requisitos
establecidos tendrá una incertidumbre de ±
5%; esto no parece muy acertado, ya que se
ha demostrado que en algunos de los casos
en los que el aforador cumple con lo indicado
en la norma, la ecuación de calibración tiene
grandes diferencias respecto a la ecuación
recomendada por la norma. Por el contrario,
en algunos casos de evidente incumplimiento
de la norma, la ecuación de calibración se
parece mucho a la ecuación de la norma, tal
es el caso de las calibraciones para pendientes
fuertes, ya que dichas pendientes fuertes
generan ecuaciones de calibración que son las
más parecidas a la ecuación ASTM. Otro caso
es la calibración del aforador con rugosidad
de 2 mm, que resultó más parecida a la de
la norma que la ecuación de calibración con
paredes de acrílico (contrariamente a lo
esperado). Similar circunstancia se encontró
en el caso de la pantalla como obstáculo aguas
arriba del aforador; los mejores resultados se
encontraron cuando la pantalla estaba cerca
del aforador y no cuando ésta estaba lejos, aun
fuera del tramo recto mínimo recomendado.
Con base en lo anterior, la conclusión
general más importante es que la calibración
de los aforadores en sitio es más recomendable
que el cumplimiento de los requisitos de la
norma.
Se hace la advertencia de que se calibró un
aforador de tres pulgadas. No deberá esperarse
necesariamente la misma situación para
aforadores de otros tamaños. La investigación
experimental es necesaria para otras dimensiones,
con objeto de estar en condiciones de
conocer el efecto en la calibración de diferentes
incumplimientos a la norma.
Por otro lado, se recomienda ampliamente
que la calibración de aforadores se vea acompañada
del correspondiente y adecuado análisis
de incertidumbre, puesto que en algunas
de las pruebas se encontraron bajos coeficientes
de correlación encontrados en los ajustes,
lo que significa una dispersión mayor de los
puntos experimentales.
Como una observación adicional, se hace
hincapié en el hecho de las grandes diferencias
que se aprecian en todas las gráficas cuando se
tienen gastos bajos. En la literatura relacionada
(Pedroza, 2001) se recomienda no medir gastos
en un aforador Parshall de tres pulgadas de
garganta, cuando se tienen cargas menores de
3 cm. Dicha carga corresponde a un gasto de
entre 0.6 y 1.5 l/s —dicha variación es función
de las diferentes ecuaciones de calibración
encontradas para cada caso— sin embargo, es
notorio que aún para gastos mucho mayores,
las diferencias se mantienen muy grandes;
al respecto, sólo se hace notar el hecho. Se
deja para posteriores investigaciones una
fundamentación del mismo, dado que en la
mayoría de los casos, las diferencias tan altas
encontradas en algunos de los experimentos no
parecen tener una relación clara con la lectura
de gastos bajos.
Referencias
Recibido: 18/03/10
Aceptado: 19/01/12
ASTM. Standard D 1941-91 Standard Test Method for Open
Channel Flow Measurement of Water with Parshall Flume.
New York: American National Standard, 2001.
ISO. Standard 9826 Measurement of liquid flow in open channels-
Parshall and SANIIRI flumes. Gèneve: International
Organisation for Standardization, 1992.
PEDROZA, E. Canal Parshall. Serie autodidáctica. México,
D.F.: Semarnat-Conagua-IMTA, 2001, 32 pp.
SOTELO, G. Hidráulica General. Volumen 1. Fundamentos.
Vigésimoprimera reimpresión. México, D.F.: Editorial
Limusa, 1999, 561 pp.

Pedroza-González y Ángel-Hurtado, Variaciones en la calibración de un aforador Parshall
Abstract
PEDROZA-GONZÁLEZ, E. & ANGEL-HURTADO, J.L. Variations in a Parshall flume
calibration. Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September,
2012, pp. 35-51.
The use of Parshall flumes is common in industries that require measuring wastewater
discharges. It is frequently found that these flumes do not meet certain recommendations
established by applicable standards. A flume of 3 inches was calibrated in a laboratory in
order to investigate the type of adjustment equation resulting from a variety of failures to
comply with the standard. Some of the factors for which compliance was not met included
steep slopes, obstacles in the inlet channel, high roughness in the material of the flume and
lack of verticality of the walls. The different adjustment equations were compared with the
equation recommended by the standard, and it was found that better compliance with the
standard does not always generate the equation most similar to that recommended. For
example, when the flume with a null slope in the inlet channel was calibrated, an equation
very different from that of the standard was obtained; calibrations with steeper slopes, even
outside the range, yielded equations closer to those representing the standard. It was also
found that the calibration of the flume with a roughness of the flume wall of 2 mm has a more
similar adjustment equation, even more so than the calibration with nearly smooth walls. In
addition, it was observed that calibration with a screen located 40 cm upstream produces a
better adjustment equation than that with the same screen placed at 160 cm. Based on these
results it can be concluded that it is preferable to calibrate the Parshall flume rather than
meeting the standard.
51
Keywords: Parshall flume, calibration.
Dirección institucional de los autores
Edmundo Pedroza González
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Coordinación de Hidráulica
Subcoordinación de Hidráulica Ambiental
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Colonia Progreso
62550 Jiutepec, Morelos, México
Teléfono: +52 (777) 3293 677
epedroza@tlaloc.imta.mx
Jorge Leonel Angel Hurtado
Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo
Facultad de Ingeniería Civil
Departamento de Hidráulica
Ciudad Universitaria
58030 Morelia, Michoacán, México
Teléfono: +52 (443) 1739 296, extensión 4303
zectar@hotmail.com
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Río Verde, Oaxaca, desbordando sobre la presa derivadora Ricardo Flores Magón.
Foto: Miguel Ángel Mejía González.

Determinación de las aportaciones de agua
dulce a las lagunas costeras Chacahua y
Salina Grande, Oaxaca, México, por medio
de isótopos ambientales
• Miguel Ángel Mejía-González • Luis González-Hita •
• Joselina Espinoza-Ayala •José Alfredo González-Verdugo •
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Resumen
Utilizando mediciones de isótopos ambientales (oxígeno 18 y deuterio), así como
valores de conductividad eléctrica específica, se determinaron las fuentes de agua
dulce y sus aportaciones a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca.
Se consideraron como fuentes posibles de aportación de agua dulce el Río Verde,
la precipitación y el acuífero subyacente. La composición isotópica estable de
las diferentes familias de agua reveló que cada una de ellas presenta una huella
isotópica distintiva, característica que permitió diferenciarlas entre sí y determinar
sus proporciones de mezcla en diferentes muestras recolectadas de las lagunas. Los
resultados permitieron identificar las fuentes de aportación y sus contribuciones
efectivas de agua dulce, las cuales pueden alcanzar hasta el 38% del total de agua
que ingresa a las lagunas.
Palabras clave: fuentes de agua dulce, lagunas costeras, isótopos ambientales.
53
Introducción
La Comisión Federal de Electricidad (CFE),
a través de su Coordinación de Proyectos
Hidroeléctricos (CPH), ha identificado en la
cuenca del Río Verde, ubicada en el estado de
Oaxaca, México, el proyecto “Aprovechamiento
hidráulico Paso de la Reina, Oaxaca”, como
una alternativa sustentable para contribuir a
satisfacer la demanda de energía eléctrica en
la porción central de México (CFE, 1967, 1969,
1986).
Dada la importancia que implica para el país
un proyecto de estas características, la CPH, a
través del Centro de Anteproyectos del Pacífico
Sur, programó el desarrollo de estudios que
permitan integrar la Evaluación de Impacto
Ambiental, en el marco de los requerimientos
de la legislación ambiental vigente. Para ello,
la CFE encomendó al Instituto Mexicano de
Tecnología del Agua (IMTA) realizar estudios
específicos para determinar el impacto del
sistema hidroeléctrico Paso de la Reyna en los
recursos de agua subterránea desde la ubicación
del sitio del proyecto hasta la desembocadura
del Río Verde en el océano Pacífico.
Por sus características, la zona de estudio
requiere de un análisis oportuno y detallado
del impacto del proyecto hidroeléctrico en los
recursos naturales debido a que en ella se ubica
el Parque Nacional Lagunas de Chacahua,
integrado por una compleja variedad de
ecosistemas formados por bosques, estuarios y
lagunas, tierras agrícolas de riego y temporal,
pastizales, zonas de pesquerías, turismo,
etcétera.
Tradicionalmente se ha considerado a las
precipitaciones y escurrimientos superficiales
como las fuentes principales de agua dulce de
los estuarios, mientras que las descargas de
agua subterránea se han ignorado, en parte
debido a que no son observables en forma
directa y a la dificultad de cuantificarlas (Slomp
y Van Cappellen, 2004). Estudios globales,
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 53-64

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
54
utilizando diferentes métodos, reportan que
del total de agua dulce, un porcentaje de 0.1 a
10 corresponde a agua subterránea (Taniguchi
et al., 2002). Aunque este porcentaje puede
parecer pequeño, no se puede despreciar,
porque el agua subterránea generalmente
contiene altas concentraciones de nutrientes,
entre otros, nitrógeno y fosforo (Li et al., 1999;
Price et al., 2006; Kroger et al., 2007).
Estimar las descargas de agua subterránea
a las lagunas costeras es difícil. Contrario a las
descargas superficiales, las cuales se pueden
aforar, los acuíferos descargan en forma difusa
sobre extensas áreas o en forma muy puntual
a través de fracturas o fallas, o también
como una combinación de ambas (Burnett y
Dulaiova, 2003).
Un forma de estimar las descargas es
utilizando la ley de Darcy. Sin embargo,
este método tiene la desventaja de que, por
lo general, solamente se tienen unos pocos
valores de conductividad hidráulica que se
generalizan a todo el acuífero, lo cual puede
producir errores significativos en los cálculos.
Otro método consiste en las mediciones directas
con infiltrómetros. Sin embargo, también
este método se complica por la heterogeneidad
del subsuelo, haciendo difícil extrapolar datos
de un sitio a otro (Shinn et al., 2002). Un método
alternativo a los anteriores son los trazadores
geoquímicos. Los trazadores geoquímicos que
se han utilizado para estimar las descargas
incluyen el radón (Burnett y Dulaiova, 2003),
isótopos de radio (Moore y Church, 1996),
metano (Corbett et al., 1999) y helio (Top et al.,
2001).
En este estudio se utilizaron los isótopos
estables oxígeno 18 y deuterio, para identificar
y cuantificar las aportaciones de agua dulce a
las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande,
Oaxaca, provenientes de tres fuentes posibles:
las precipitaciones, el río y el acuífero.
Área de estudio
Las lagunas Chacahua y Salina Grande se
localizan en la porción central de la costa sur
del estado de Oaxaca, México, en la región
hidrológica RH-21, denominada Costa de
Oaxaca, y en colindancia con la región Hidrológica
RH-20, denominada Costa Chica-Río
Verde, entre las coordenadas UTM 635000 a
645000 en X y 1765000 a 1777000 en Y (Alfaro y
Sánchez, 2002).
Las lagunas están comunicadas entre sí y
el mar, aspecto que les confiere un carácter
salobre. Presentan un eje de orientación
paralelo a la costa y una longitud de
aproximadamente 10 kilómetros, con forma
alargada e irregular, rodeadas por manglares.
El área de la laguna Chacahua es de 638
hectáreas y el de Salina Grande es de 305
hectáreas. Son cuerpos de agua someros, de
volumen variable, dependiendo de la época de
estiaje o lluvias, al igual que su temperatura;
fondos fangosos y batimetría irregular, en
ocasiones acompañados de amplias llanuras
de inundación. En la figura 1 se muestra la
localización de las lagunas.
La mayor parte de las corrientes fluviales
de la zona son estacionales, únicamente el
Río Verde es permanente. Este río es uno
de los más grandes de la costa del Pacífico
mesoamericano, en términos tanto de cuenca
de drenaje como de volumen de escurrimiento
(Tamayo, 1964). La cuenca de drenaje alta
del Río Verde está compuesta por los valles
centrales de Oaxaca, Ejutla y Nochixtlán
(figura 2). Estos valles se sitúan en elevaciones
que van de los 1 500 a los 2 500 msnm. La cuenca
de drenaje baja la componen los valles de la
costa. La Sierra Madre del Sur, que alcanza
alturas hasta de 3 000 msnm, separa dichas
cuencas. El volumen de escurrimiento medio
anual de conformidad con la información del
periodo 1961-1985 de la estación hidrométrica
Paso de la Reyna es de 5 252 millones de m 3 ,
con un máximo registrado en 1974 de 8 326
millones de m 3 y un mínimo en 1982 de 2
754 millones de m 3 . Aun cuando las lagunas
Chacahua y Salina Grande están fuera de la
cuenca del Río Verde, en épocas de crecientes
de gran magnitud, el río se desborda y aporta
agua a dichas lagunas (Alfaro y Sánchez,
2002).

Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
55
Figura 1. Localización de las lagunas Chacahua y Salina Grande, Río Verde y poligonal del acuífero Jamiltepec, Oaxaca.
Figura 2. Subcuencas de drenaje del Río Verde, Oaxaca (Joyce y Mueller, 1997).
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III. núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
56
El área donde se encuentran ubicadas las
lagunas Chacahua y Salina Grande forma
parte del acuífero denominado “Jamiltepec”.
Este acuífero abarca un área de 543 km 2 , con un
espesor que oscila entre los 40 y 100 m. Dicho
acuífero lo constituyen arenas, limos, arcillas
y gravas. El acuífero está limitado por rocas
ígneas y metamórficas, las cuales funcionan
como fronteras. El acuífero es de tipo libre,
sin embargo cerca de la línea de la costa
existen esteros y lagunas marginales, en cuyos
alrededores se han depositado materiales de
textura arcillosa, que confinan al acuífero. La
profundidad promedio del nivel estático es
de un metro en la época de lluvias y de dos
metros en la época de estiaje. La temperatura
media anual es de 23.2 0 C. La temporada de
lluvias está comprendida de junio a octubre,
y la de estiaje va de noviembre a mayo. La
precipitación media anual es de 1 228 mm
(Conagua, 1993).
Aguas arriba de las lagunas se localiza el
Distrito de Riego 110 Río Verde Progreso, cuyas
componentes principales son las siguientes: a)
presa derivadora, de tipo flotante sobre el cauce
del Río Verde, con obras de toma en ambas
márgenes, diseñadas para derivar un gasto
de 11.56 m 3 /s hacia la margen izquierda y
4.93 m 3 /s hacia la margen derecha; b) red de
distribución, constituida por canales laterales,
sublaterales, ramales y subramales, de tipo
trapecial, revestidos de concreto limpio, con
una longitud total de 222 km; c) red de drenaje
a cielo abierto, drenes de sección trapecial, con
un desarrollo total de 262 km, con 85 uniones
de drenes y 176 entradas pluviales; d) bordos de
protección, que consiste de 21.96 km de bordos
de protección contra inundaciones en las zonas
de riego en ambas márgenes del Río Verde
(Alfaro y Sánchez, 2002).
Metodología
Se tomaron muestras de agua de las lagunas
Chacahua y Salina Grande, y del mar; también,
debido a que se consideraron tres fuentes
posibles del aporte de agua dulce a las lagunas
(del agua del Río Verde, de las precipitaciones
y del acuífero), se tomaron muestras de
dichas fuentes; así como de diez pozos que se
encuentran en la zona de las lagunas. Nueve de
los pozos se utilizan para riego agrícola y uno
para suministro de agua potable. En promedio,
todos tienen una profundidad de 20 m. La
colecta de muestras para análisis de laboratorio
se realizó de acuerdo con los procedimientos
señalados en la literatura especializada
(Claassen, 1982).
Se recolectaron muestras de agua de
lluvia en cuatro sitios: distrito de riego que
se encuentra a una altitud de 16 msnm,
San José de las Flores, a una altitud de 600
msnm; Peñas Negras, a una altitud de 900
msnm; y las Limas, a una altitud de 1 600 m.
Se tomaron muestras a diferentes altitudes
para determinar la variación en la composición
isotópica de la lluvia debido al
efecto de altitud. La recolección cubrió toda
la temporada de lluvias, por lo cual los
resultados isotópicos corresponden a un
promedio ponderado de toda la temporada.
El sistema que se utilizó se diseñó para
medir la precipitación y recolectar el agua de
lluvia en forma inalterada, sin evaporación.
Wassenaar et al. (2009) reportan valores
isotópicos de la precipitación en la cuenca
alta.
Las muestras del Río Verde se tomaron en
la estación de aforo que se encuentra ubicada
en un puente de la carretera federal Pinotepa
Nacional-Puerto Escondido, a la altura del
poblado San Antonio Río Verde.
En la laguna de Chacahua se tomaron 18
muestras; en la laguna Salina Grande, cuatro
y en el mar, dos. En la figura 3 se muestra
la localización de los sitios muestreados. El
muestreo se realizó en el mes de octubre, es
decir, al terminar la temporada de lluvias.
A todas las muestras se les determinó su
contenido de oxígeno 18 ( 18 O), deuterio ( 2 H),
conductividad eléctrica y temperatura.

Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
57
Figura 3. Localización de los sitios de muestreo de las lagunas y el mar.
Resultados
En la figura 4 se muestran los valores de
conductividad eléctrica específica de las
lagunas. Como se puede apreciar, los valores
de la laguna Chacahua son parecidos a
los valores del agua del mar (51 mS/cm),
excepto en dos zonas donde se presentan
valores más bajos: 34 y 32 mS/cm. También
se puede apreciar que todos los valores de la
laguna Salina Grande tienen conductividades
menores que la del mar (36 mS/cm).
En el diagrama binario δ 18 O (%o) vs. δ 2 H
de la figura 5, se representa la composición
isotópica de las fuentes de agua dulce existentes
en la zona. Como se puede ver, cada tipo de
agua tiene una huella isotópica distintiva, por
lo cual es posible diferenciarlas y determinar
sus orígenes, y porcentajes correspondientes
de mezcla.
Método de isótopos de regresión lineal
Para determinar las fuentes de agua dulce,
se utilizó un modelo de mezcla geoquímico
(Stalker et al., 2009). En este modelo se grafican
los valores de deuterio contra la conductividad
eléctrica y se les ajusta una recta. La intersección
de la recta extrapolada con los valores de
conductividad cero representa la composición
isotópica del agua dulce que produce la mezcla
“diluida”.
Esto se debe a que en una mezcla de agua
dulce y agua de mar, los parámetros de δ 18 O
y δ 2 H se comportan de forma conservativa,
esto es, sólo dependen de la proporción de
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III. núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
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Figura 4. Valores de conductividad (mS/cm) de las lagunas y el mar.
10
Deuterio ( o /oo vs. VSMOW)
Río Verde
Lluvia cuenca alta
Acuífero
Lluvia
local
Línea
meteórica
local
-10 -9 -8 -7 -6 -5 -4 -3 -2 -1 0
Oxígeno 18 ( o /oo vs. VSMOW)
Figura 5. Composición isotópica de las posibles fuentes de agua de las lagunas.
Mar
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
-70
-80

Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
mezcla de ambos componentes, así como de
la salinidad. Esto permite obtener una relación
lineal entre el δ 18 O (δ 2 H) y la salinidad.
En la figura 6 se muestran los valores de
deuterio contra conductividad eléctrica de
las muestras de agua que se recolectaron en
las lagunas. A estos valores se les ajustó una
recta, la cual, como se puede apreciar, tiene
en un extremo la componente de mar y, en
el otro extremo, la componente de aguas de
lluvia. Dado que la intersección de la recta con
los valores de conductividad cero representa
la composición isotópica del agua dulce
presente en las lagunas, entonces la gráfica
indica que la fuente de agua dulce proviene
de las precipitaciones. Es posible que esta
agua sea recolectada en el distrito de riego
por los diferentes drenes que lo cruzan, y
posteriormente la descarguen en la lagunas, ya
que ahí terminan dichos drenes. En la figura 7
se muestra uno de los drenes que descarga en
las lagunas Chacahua y Salina Grande.
En el cuadro 1 se muestran los porcentajes
de agua dulce y marina de cada muestra de
agua que se tomó en las lagunas. En la figura
8 se muestran dichos porcentajes con curvas de
nivel.
Los porcentajes se calcularon utilizando un
modelo de mezcla lineal de dos componentes
(Eby, 2004):
δ 2 H muestra = σ δ 2 H mar + (1− σ) δ 2 H agua dulce
donde σ es el porcentaje de agua de mar y (1- σ)
es el porcentaje de agua dulce.
En la figura 9 se muestra un perfil
electroestratigráfico del acuífero. En este perfil
se pueden apreciar tres unidades: la unidad
U2B, que está asociada con material granular
arcilloso; la unidad U2C, asociada con material
arenoso grueso saturado, y la unidad U3,
asociada con material rocoso poco permeable
o impermeable. En el lado derecho de la figura,
que corresponde al distrito de riego, se puede
59
Conductividad (mS/cm)
0.00 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00
0.00
Mar
10.00
Lagunas
δD ( o /oo vs. VSMOW)
-20.00
-30.00
-40.00
-50.00
-60.00
-70.00
Lluvia local
Agua subterránea
Río Verde
Línea de mezcla
Lluvia local-agua de mar
Lagunas
Figura 6. Deuterio contra conductividad de las posibles fuentes de agua de las lagunas Chacahua y Salina Grande.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III. núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
Figura 7. Dren del distrito de riego que descarga en las lagunas.
60
Cuadro 1. Composición de las muestras de agua de las lagunas.
Muestra Agua de mar (%) Agua dulce (%)
1 62.2 37.8
5 62.2 37.8
15 64.86 35.14
22 67.56 32.44
21 67.56 32.44
17 70.27 29.73
24 70.27 29.73
23 71.89 28.11
14 78.37 21.63
3 91.89 8.11
4 91.89 8.11
2 91.89 8.11
18 91.89 8.11
7 95.67 4.33
13 95.67 4.33
6 95.67 4.33
10 95.67 4.33
9 95.67 4.33
16 95.67 4.33
8 95.67 4.33
12 98.37 1.63
11 98.37 1.63
25 100.00 0.00
26 100.00 0.00

Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
61
Figura 8. Porcentajes de agua dulce en las lagunas Chacahua y Salina Grande.
apreciar que el acuífero es libre. En el lado
izquierdo, que corresponde a la zona de las
lagunas, se puede apreciar que una capa de
arcilla (unidad U2C) confine al acuífero. De
hecho, los pozos de la zona de las lagunas son
de tipo brotante. Se considera que tal vez esta
capa impide que el agua subterránea descargue
en las lagunas, razón por la cual no se
detectó en las muestras de agua que se tomaron
de las lagunas.
Discusión
Los datos isotópicos indican que: 1) las
zonas altas de la cuenca son las principales
aportadoras de agua del Río Verde; 2) las
precipitaciones de las zonas bajas son las
principales aportadoras de agua dulce a las
lagunas Chacahua y Salina Grande, y 3) la
descarga del Río Verde a dichas lagunas es
mínima.
Por lo tanto, un cambio en el régimen
hidrológico del Río Verde debido al aprovechamiento
hidráulico “Paso de la Reina”, no
afectaría de manera significativa la recarga de
agua dulce a las lagunas Chacahua y Salina
Grande.
Conclusiones
Primera
Utilizando trazadores ambientales naturales
(deuterio y oxígeno 18) y mediciones de campo
de la conductividad eléctrica, se determinaron
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III. núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
62
Figura 9. Modelo conceptual del flujo en el acuífero.
los aportes de agua dulce a las lagunas
Chacahua y Salina Grande en la temporada de
lluvias. Se consideraron tres fuentes posibles
del aporte: agua del Río Verde, agua de la
lluvia y agua del acuífero.
El modelo de mezcla que se utilizó reveló
que la principal fuente de agua dulce a las
lagunas son las precipitaciones locales. Es
posible que esta agua sea descargada en las
lagunas por los drenes que vienen del distrito
de riego, ya que en las zonas donde se encontró
mayor porcentaje de agua dulce es donde
descargan los drenes.
Derivado de lo anterior, se concluye que el
aporte de agua subterránea a las lagunas, en la
temporada de lluvias, es pequeño.
Se recomienda realizar un análisis semejante
en la temporada de estiaje.
Segunda
El método isotópico que se presentó en este
trabajo se puede aplicar a sistemas lagunares
costeros con condiciones similares y provee
otra metodología para cuantificar las descargas
de los acuíferos costeros. Logísticamente, la
recolección de las muestras es relativamente
simple, comparado con otros métodos, y
el análisis isotópico de las muestras es una
metodología ya bien establecida.
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Recibido: 21/07/10
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Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III. núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Mejía-González et al., Determinación de las aportaciones de agua dulce a las lagunas costeras Chacahua y Salina Grande, Oaxaca...
Abstract
MEJÍA-GONZÁLEZ, M.A., GONZÁLEZ-HITA, L., ESPINOZA-AYALA, J. & GONZÁLEZ-
VERDUGO, J.A. Use of environmental isotopes to determine the contribution of fresh water to
Chacahua and Salina Grande coastal lagoons, Oaxaca Mexico. Water Technology and Sciences
(in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp. 53-64.
Using measurements of stable isotopes (oxygen 18 and deuterium) as well as values for specific
electrical conductivity, the sources of fresh water were determined as well as their contributions
to the coastal lagoons of Chacahua and Salina Grande. Three possible sources were considered:
the Verde River, rain and the underlying aquifer. The stable isotopic composition of the different
families of water revealed that each one has a distinctive footprint, which enabled distinguishing
one from the other and determining their mixing ratios based on different water collected taken from
the lagoons. Results enabled the identification of sources of fresh water sources and their effective
contributions, which can account for as much as 38% of the total water entering the lagoons.
Keywords: fresh water sources, coastal lagoons, environmental isotopes.
64
Dirección institucional de los autores
Dr. Miguel Ángel Mejía González
Fís. Luis González Hita
Dra. María Joselina Clemencia Espinoza Ayala
M.I. José Alfredo González Verdugo
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Paseo Cuauhnáhuac 8532, colonia Progreso
62550 Jiutepec, Morelos, México
Teléfono:+ 52 (777) 3293600
mamejia@tlaloc.imta.mx
lghita@tlaloc.imta.mx
jespinoz@tlaloc.imta.mx
gonzal@tlaloc.imta.mx

Recuperación de agua de efluentes
de una industria de cereales
utilizando membranas
• Jesús Escobar-Jiménez ● Claudia Muro-Urista •
Instituto Tecnológico de Toluca, México
• Mario Esparza-Soto •
Centro Interamericano de Recursos del Agua, México
• Rosa María Gómez-Espinoza •
Universidad Autónoma del Estado de México
• Carmen Díaz-Nava • Beatriz García-Gaitán • Rosa Elena Ortega-Aguilar •
• Rosa Elvira Zavala-Arce •
Instituto Tecnológico de Toluca, México
Resumen
Para recuperar agua de reúso en actividades industriales, se evaluó el proceso
de filtración tangencial con membranas de efluentes previamente tratados por
métodos biológicos en la planta experimental del Centro Interamericano de
Recursos del Agua (CIRA). Entre las características del efluente destacan una
alta turbiedad, la presencia de dos colorantes sintéticos de uso alimenticio, azul
brillante y tartrazina, que son causantes de varias cortinas de coloración verde,
además del contenido de sales y materia orgánica con valores de DQO aún altos
para considerar el reúso del agua. En la evaluación del proceso de filtración
fueron probadas dos membranas cerámicas con umbral de corte de 150 y 15 kDa,
y dos poliméricas de fibra hueca con 50 y 13 kDa, integradas individualmente
a un equipo de filtración a escala piloto. En cada proceso se determinó el efecto
de la presión transmembrana, la velocidad de flujo de agua y las características
de la membrana sobre los caudales de agua filtrada y la calidad obtenida. Los
resultados mostraron que las membranas de 15 y 13 kDa fueron las más eficientes
en el tratamiento del efluente del CIRA para obtener parámetros de calidad
en el agua requeridos para actividades industriales de limpieza de equipos
y suministro de agua a calderas. Sin embargo, el flujo de agua recuperada del
efluente fue mayor en la membrana de 13 kDa, alcanzando 35 Lh -1 m -2 de flujo de
agua permeada durante 120 minutos. Mientras que la membrana más estable fue
la de 15 kDa, recuperando 28 Lh -1 m -2 de agua durante 190 minutos, sin problemas
de polarización.
65
Palabras clave: recuperación de agua, industria de cereales, membranas, colorantes.
Introducción
Los procesos de filtración tangencial con membranas
son considerados procesos limpios de
separación-concentración, utilizados frecuentemente
para purificar, concentrar y separar
partículas finas contenidas en disoluciones.
Su aplicación en la industria de proceso es
variada; sin embargo, para el tratamiento de
aguas son utilizados como métodos avanzados
de depuración de efluentes industriales para
obtener agua fresca con posibilidades de reúso
(De Florio et al., 2005; Chen et al., 2005; Allegre et
al., 2006; Benítez et al., 2009). La regeneración de
agua de uso industrial se debe a la capacidad de
las membranas para separar partículas disueltas
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 65-82

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
66
difíciles de remover por otros tratamientos.
Además de obtener agua de alta calidad, los
procesos de membrana se pueden aplicar en
el tratamiento de efluentes para concentrar
los contaminantes del agua, recuperando
residuos que son de gran valor para la empresa
de origen (pigmentos, metales y polímeros,
entre otros) (Allegre et al., 2006; Benítez et al.,
2009). La recuperación de agua y partículas
que contiene el efluente reditúan un valor
agregado al tratamiento con membranas. El
beneficio económico se debe principalmente a
la alternativa del reúso del agua para disminuir
el consumo de agua potable en actividades
industriales (Ramírez-Acosta y Mendoza-
Espinoza, 2004).
Membranas individuales o en arreglos
secuenciales en serie o paralelo son utilizadas
en la producción de agua para uso en
torres de enfriamiento, limpieza en general,
transportación de equipo, procesos de
manufactura e impresión de tableros. La
calidad del agua que se obtiene en el proceso
de filtración depende del efluente, de las
características de las membranas (tamaño
de poro, material y selectividad), así como
de las condiciones de operación utilizadas
en el tratamiento (Arreguín y Martín, 2000).
El uso de las membranas de microfiltración
(MF) y ultrafiltración (UF) pueden constituir
la primera o única etapa de tratamiento para
recuperar agua limpia; debido a su tamaño
de poro, estas membranas se utilizan para
separar partículas con tamaños entre 0.01-20
μ; mientras que las membranas de ósmosis
inversa (OI) y nanofiltración (NF) se aplican
para eliminar iones de metal, sales, ácidos
húmicos y, en general, partículas del orden de
0.001 μm (Ibañez, 2006). La eficiencia de estos
procesos se mide en términos de la calidad
del agua obtenida y de la capacidad de la
membrana para permear el agua por unidad
de área.
El fácil escalamiento y la alta capacidad de
remoción son ventajas que ofrecen los procesos
de membrana sobre otros tratamientos. Debido
al bajo consumo de energía que requieren para
llevar a cabo la separación, se identifican como
procesos limpios (Cabassud et al., 2001; Chen et
al., 2005; De Florio et al., 2005).
Bajo el esquema anterior, en este escrito
se presenta la evaluación de los procesos de
membrana de UF para el tratamiento de aguas
residuales originadas en una industria de
cereales localizada en el Estado de México. El
efluente es previamente tratado en la planta
del Centro Interamericano de Recursos del
Agua (CIRA), ubicada también en el Estado
de México. El objetivo del trabajo fue estudiar
el comportamiento de cuatro membranas
para recuperar agua con características de
calidad que definieran su uso en actividades
industriales. La evaluación se basa en
determinar las condiciones de operación
adecuadas para la remoción de distintos
contaminantes contenidos en el efluente, la
estabilidad de la membrana y la obtención de
mayores flujos de agua durante la filtración o
permeado.
Como antecedente a la aplicación del proceso
de membranas se partió de las condiciones
presentadas en el efluente del CIRA. La
mayoría de los contaminantes, excepto los
colorantes y las sales, fueron reducidos a
través del tratamiento biológico que se lleva
a cabo en esta planta. Sin embargo, la calidad
del agua tratada refleja aún concentraciones
altas de DQO y conductividad; además de
diferentes cortinas de coloración verde que
se forman como producto de la mezcla de los
colorantes azul brillante y tartrazina, los cuales
permanecen aún después del tratamiento en
la planta. Estos productos se identificaron
previamente como colorantes de uso
alimenticio, altamente solubles y de moléculas
químicamente complejas (Muro et al., 2009).
Para reutilizar el agua tratada en actividades
industriales se demanda principalmente la
eliminación del color, la disminución de la
conductividad y la remoción de la materia
orgánica residual contenida en el efluente.
Métodos como la floculación y coagulación
se han implementado con éxito para eliminar
los colorantes insolubles (Allen y Koumanova,

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
2005; Forgacs et al., 2004; Seval et al., 2006); sin
embargo, los colorantes de uso alimenticio
son generalmente sintéticos y solubles en
agua, lo que dificulta su separación por
estos métodos. Otras alternativas para la
remoción de colorantes, como la fotocatálisis
heterogénea y homogénea, los procesos
catalíticos, y el uso de materiales sintéticos
y naturales como adsorbentes, se reportan
en diversas investigaciones (Guoting et al.,
2006; Calvo et al., 2007; Faria et al., 2005; Lee
et al., 2006; Ofomaja y Ho, 2006). Sin embargo,
generalmente son procesos exclusivos de un
solo contaminante. Por su parte, Mutlua et al.
(2002), Koyuncu (2003), y Benítez et al. (2006),
reportaron entre un 85 y 92% en la remoción
de colorantes y residuos con membranas de
MF y UF, al tratar efluentes de una industria
alimenticia, en combinación con procesos
biológicos, asegurando su reúso en distintas
aplicaciones. También desde años anteriores,
en un sector industrial del norte de Taiwán se
encuentran operando procesos con membranas
para obtener agua potable a partir de sus
efluentes (Chen et al., 2005) y en algunos lugares
de Estados Unidos de América se reporta la
producción de agua con calidad equiparable o
superior al agua potable, a partir del tratamiento
terciario de aguas residuales (Ramírez-Acosta
y Mendoza-Espinoza, 2004). La acertada
selección de la membrana y la determinación
de sus características de operación han proporcionado
información para conseguir
separaciones exitosas de los componentes que
se desean remover. El problema se presenta
cuando las características de la membrana no
satisfacen los requerimientos en la filtración. El
alto contenido de diferentes contaminantes en
el efluente y el uso inadecuado de condiciones
de operación causan saturación temprana en
las membranas por acumulación de partículas
que llegan a obstruir sus poros, lo que afecta
drásticamente el volumen de agua filtrada y
la calidad, además de limitar la productividad
del proceso, elevar el costo en la recuperación
de los productos que se pueden separar y
afectar la vida útil de la membrana (Muro et
al., 2009). En este sentido, se han desarrollado
diferentes trabajos para determinar y controlar
las condiciones favorables de operación de
las membranas en el tratamiento de efluentes
(Marcucci et al., 2001, 2002; Ribeira et al., 2002;
Gupta et al., 2004; Lopes et al., 2005; Cheima
et al., 2005; Suen et al., 2007; Muro et al., 2009).
Especialmente en Cabassud et al. (2001), se
realizaron experimentos en un nivel piloto
para optimizar matemáticamente la velocidad
de flujo tangencial y la presión transmembrana
en la decoloración de efluentes previamente
tratados. Los resultados encontrados hicieron
posible implementar los procesos de
membranas en varias plantas de producción de
agua potable a partir de efluentes industriales,
que a la fecha continúan operando a pesar de la
variabilidad en las características de las aguas
residuales.
Materiales y métodos
Material
El muestreo se realizó en la laguna estabilizadora
de la planta del CIRA, recolectando un
lote de 5 l de efluente por cada muestreo, de los
cuales 3.5 l fueron destinados para alimentar
un módulo de filtración de membranas a nivel
piloto. El método utilizado para el muestreo
es el descrito en la norma (NMX-AA-003). La
frecuencia del muestreo fue tres veces al día y
dos veces por semana, durante seis meses.
Características del efluente del CIRA
De cada lote de muestra se destinaron 1.5 l
para determinar los parámetros de calidad
del efluente, obteniendo 15 muestras de 100
ml, de las cuales se seleccionaron al azar tres
muestras para los respectivos análisis. Entre
las características que son visibles en efluente
destacan la turbiedad y la inherente coloración
azul-verde producida por los colorantes
sintéticos azul brillante y la tartrazina, previamente
identificados como los principales
cromóforos causantes de la tonalidad de varias
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
67

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
68
cortinas de verde, sobresaliendo aún de la
coloración que producen las algas de la laguna
estabilizadora de la planta de tratamiento.
Mediante información dada en Muro et al.
(2009) sobre los colorantes, se midieron las
absorbancias del azul brillante o azul 1 a una
longitud de 630 nm y de la tartrazina a 426 nm
en un espectrofotómetro Lambda 25 UV/Vis
Perkin Elmer. A través de curvas de calibración
se determinaron las concentraciones de estos
colorantes en las muestras seleccionadas.
Otros parámetros y métodos utilizados
en la caracterización del efluente fueron
los siguientes: sólidos totales mediante el
método gravimétrico indicado en la norma
NMX-AA-034, pH y conductividad en un
potenciómetro Cocuctronic PC18; turbiedad
en un microturbidimetro HFScientific; DQO
en un equipo HACH DR 2000. Los métodos
analíticos mencionados están estandarizados
y también pueden ser consultados en Standard
Methods (APHA, 2005).
A través de las válvulas se varía el caudal del
permeado, aumentando la resistencia para
generar una presión transmembrana (PTM). De
las condiciones en que se opera la membrana
y su naturaleza, depende el caudal de agua
permeada (9) y la corriente de recirculación (8).
El sistema de control de la (PTM), del tiempo
de operación (t) y de las válvulas, se encuentra
integrado en un PLC en el equipo de filtración.
Equipo experimental de filtración tangencial
con membranas
El equipo utilizado en la filtración tangencial
fue diseñado e integrado para operar en
forma automatizada utilizando un sistema
electrónico de control (PLC) de la presión y
flujos de alimentación en el proceso. En la
figura 1 se muestra el equipo de membranas a
escala piloto que fue utilizado en el proceso de
filtración y en la figura 2 se tiene el diagrama de
flujo correspondiente. Básicamente el equipo
se compone de un tanque de alimentación
(1) y un depósito en que se recibe el agua
proveniente de la membrana (10); una bomba
peristáltica (2) no comercial con variación de
velocidad de 10 a 80 rpm para el suministro
del efluente a la membrana de trabajo (3).
Además, el equipo cuenta con instrumentos
de medición (6 y 7), un sistema de control y
de válvulas (4, 5) para regular los flujos. La
presión de entrada al sistema la proporciona el
caudal del efluente que ingresa a la membrana,
el cual está dado por la potencia de la bomba.
Figura 1. Equipo de filtración de membranas, escala piloto.
(6)
(5) (8)
(3)
(9)
(1)
(10)
(7) (2)
(4)
Figura 2. Diagrama de flujo del proceso de filtración
con membranas.

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
El proceso fue diseñado para operar en forma
continua durante un tiempo previamente
establecido o durante el cual la (PTM) presenta
variaciones de ± 0.2 bar. El paro del proceso
indica la polarización de la membrana en
uso por aumento de la (PTM) fuera del rango
establecido; mientras que el arranque está
programado una vez que finaliza el lavado de
la membrana.
Las membranas utilizadas en la investigación
fueron seleccionadas de acuerdo
con las características del efluente del CIRA,
probándose cuatro membranas cuyo umbral
de corte corresponde al rango de la UF. Dos
de las membranas son de material cerámico
con umbral de corte de 150 y 15 KDa; longitud
de 0.545 m y área de filtración de 0.35 m 2 . Las
otras dos membranas son poliméricas de 50 y
13 KDa; longitud de 0.552 m y área de 0.6 m 2 .
Cada membrana viene integrada a un módulo
tubular y éste, a su vez, se integra al equipo
de filtración alternadamente y de forma individual.
Determinación de las características
operativas de las membranas
Mediante la caracterización operativa de las
membranas de prueba se determinaron las
condiciones de filtración de cada una, referidas
al efecto de la variación de la (PTM) y la
velocidad de flujo tangencial (υ) sobre los flujos
de permeación de las membranas. Además, se
consideró la determinación del punto de carga
cero (pcz), característico del material de la capa
superficial de las membranas, la cual tiene el
contacto con el fluido cuando se encuentra
funcionando. La determinación se hizo para
identificar las propiedades anfóteras de las
membranas y su efecto sobre los problemas
de polarización, que impiden el paso libre del
agua por este comportamiento. Las pruebas se
hicieron con agua destilada y a temperatura
ambiente, determinando la capacidad de
filtración en condiciones ideales de calidad
del fluido. Por tanto, el flujo de agua filtrada
(J agua
) fue referido al flujo de agua proveniente
de la membrana por filtración de agua libre de
carga de partículas.
Determinación del flujo de permeado en las
membranas
La variación de la velocidad de la bomba
proporcionó diferentes caudales (Q f
) en m 3 s -1 de
alimentación al módulo de las membranas. A
través de dichos caudales y el área transversal
(A t
) en m 2 de las membranas, fue determinada
la velocidad de flujo tangencial (υ) en ms -1
mediante la ecuación (1):
v = Q f
A t
(1)
Posteriormente, para llevar a cabo el estudio
de la influencia de la (PTM) sobre el caudal
de agua (Q agua
) filtrada, se seleccionaron las
velocidades de 1.5, 2.5 y 3 ms -1 , y el intervalo
de (PTM) de 2-5 bar. En estas pruebas se
encontraron las condiciones de (υ) y (PTM)
en las que se obtiene la máxima densidad de
flujo del agua (J agua
) por cada membrana. Esta
información fue útil para conocer la capacidad
de permeación de las membranas y el uso de
las condiciones de operación adecuadas al
proceso.
El tratamiento se realizó en forma continua
por recirculación del flujo rechazado hacia el
depósito de la alimentación. Durante el proceso
se midió el caudal de agua permeada (Q agua
)
con un rotámetro y a partir de este valor se
determinó la densidad de permeado (J agua
) en
Lh -1 m -2 , en función del área (A) de la membrana
en m 2 , utilizando la ecuación (2):
J agua
= Q agua
A
(2)
La presión (PTM) se determinó a través
del promedio de la presión de entrada (P e
) y
salida (P s
) al módulo de membrana, mediante
la ecuación (3):
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
69

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
PTM = P e + P s
2
(3)
Determinación de la calidad del agua recuperada
por las membranas
70
Determinación del punto de carga cero de las
membranas
Se determinó el (pcz) o carga cero de la
superficie de las membranas para establecer
el pH favorable en la filtración, con el fin de
obtener los mayores flujos de permeación y
evitar posibles interacciones de la membrana
con las partículas contenidas en el efluente.
Para la determinación del (pcz) se siguió
el método Mullet et al. (1999), utilizando
soluciones de agua destilada con HCl o NaOH
para modificar el pH del agua de alimentación
(pH f
) de 5, 6, 7, 8 y 9. En cada caso se registró el
pH en los flujos de permeado (pH p
) cada diez
minutos, hasta alcanzar un valor constante por
cada solución alimentada durante cincuenta
minutos de filtración.
Posteriormente se estableció gráficamente
la función pH = (pH f
-pH p
) con los valores de
(pH f
), obteniendo una curva que se prolongó
hasta su corte con el eje de las abscisas (punto
cero). En el punto de corte de (pH f
) fue localizado
el (pcz) de las membranas. Debido a que el (pcz)
es función del material de las mismas, sólo
se consideró una membrana cerámica y otra
polimérica en esta prueba. El experimento se
realizó a 22 °C y bajo las condiciones favorables
de (PTM) y (υ) del proceso, determinadas en
los puntos anteriores.
Evaluación del proceso de membranas en la
recuperación del agua
Se evaluó la eficiencia de cada membrana en
el tratamiento del efluente del CIRA a través
de la calidad del agua permeada y el flujo
de permeación obtenido en el intervalo de
operación de (υ) y (PTM). Además, se determinó
la estabilidad de las membranas para filtrar
caudales de agua en forma continua en un
tiempo determinado sin problemas saturación.
Utilizando muestras de permeado obtenido por
cada membrana, se determinaron los parámetros
de calidad del agua recuperada. Las
muestras se recolectaron cada treinta minutos
durante noventa minutos de operación,
considerando una repetición por cada muestra,
para un volumen de 3.5 l de efluente. Los
experimentos se llevaron a cabo variando
los intervalos de operación de (PTM) y (υ),
previamente establecidos.
Para determinar la calidad del agua producida
por las membranas, se consideraron
los mismos parámetros y métodos utilizados
en la caracterización del efluente del CIRA,
incluyendo la determinación de los iones Ca 2+ ,
K 1+ , Na 1+ y Fe +3 . Los iones Ca 2+ , K 1+ , Na 1+ fueron
determinados por el método de análisis a la
flama en un equipo Digital Flame Analyzer
Modelo 2655 Cole-Pormer-Instrument Company;
el ión Fe 3+ , mediante el método espectrofotométrico
que marca la norma NMX-AA-
051-SCFI-2001, en un equipo de absorción
atómica Shimadzu AA-6200. Para llevar a
cabo el análisis de estos iones, se recolectaron
cuatro muestras de 160 ml de permeado cada
treinta minutos, considerando una réplica por
cada análisis y de cada membrana durante
noventa minutos de filtración. Las muestras
fueron preservadas utilizando ácido nítrico al
1% en peso hasta obtener un pH 2. Después de
48 horas, se inyectó una muestra preservada
de 50 ml en la columna correspondiente del
equipo para identificar los iones mencionados.
Una vez que fueron identificados, se
construyeron curvas de calibración entre
las unidades de emisión de flama y las diferentes
concentraciones en solución acuosa
de los iones Ca 2+ , K 1+ , Na 1+ , obteniendo
curvas confiables con una R 2 cercana a 1.0
de correlación entre los datos obtenidos.
Conocida esta relación, se determinaron
las unidades de emisión de estos iones en
muestras de agua permeada y se determina-

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
ron las concentraciones correspondientes
a esos valores. Para la determinación del
ión Fe 3+ también se construyó una curva de
calibración de la energía absorbida por el
átomo para las diferentes concentraciones
del ión Fe 3+ obtenida de su preparación en
solución acuosa. La correlación de R 2 de los
datos de la curva de calibración fue cercana
a 1, con lo cual se confirmó la confiabilidad
de las determinaciones de la concentración de
este ión en los permeados, utilizando el valor
de la absorción de energía reportada por el
equipo. El promedio de cada determinación
es presentado en los resultados correspondientes.
Determinación del caudal de flujo de agua
recuperada en la filtración del efluente
El caudal del agua recuperada por las
membranas (Q p
) en la filtración del efluente
fue medido mediante un rotámetro durante
noventa minutos de operación. La medición
se hizo en las diferentes condiciones de (PTM),
considerando el valor de (υ) con las que
fueron operadas las membranas. El flujo de
agua recuperada fue expresado en términos
de la densidad del permeado (J p
), utilizando
la ecuación (2), bajo condiciones de presión y
velocidad de flujo en el sistema de filtración.
Por otro lado, también se analizó la
estabilidad de las membranas con respecto
al periodo en el que el flujo de permeado (J p
)
permaneció constante durante la filtración
del efluente bajo condiciones de operación
previamente determinadas. La disminución
severa de (J p
) y el aumento de la (PTM) en
el proceso fue indicativo de la saturación o
polarización en la membrana, proporcionando
el tiempo favorable de operación de la filtración
y el tiempo en que el proceso debe detenerse
para limpiar la membrana. Con estos datos fue
posible programar en el PLC el paro y arranque
del equipo en los tiempos encontrados, así
como el mantenimiento de las membranas.
Resultados y discusión
Características del efluente del CIRA
No obstante de que el proceso biológico fue
eficiente para disminuir la DQO de 1 500 mgl -1
con la que ingresó el agua residual a la planta
del CIRA, después del tratamiento aún se
encontraron valores altos de este parámetro en
cantidades promedio de 487 mgl -1 , conservando
también valores altos en la conductividad con
1 715 μScm -1 , turbiedad de 102 UNT, 1.04 gl -1 de
sólidos totales y alrededor de 7-8 unidades de
pH, presumiblemente debido a la presencia de
colorantes y otros residuos por aditivos usados
en la industria de cereales. Específicamente, el
valor de la conductividad mostró que sales de
sodio, potasio, hierro y calcio provenientes de
conservadores y nutrientes elevaron este valor,
además de contribuir al aumento de la DQO
del efluente.
Por otro lado, también se hace notar la concentración
de los colorantes, encontrándose
promedios de 9 y 4.08 mgl -1 de tartrazina
y azul 1, respectivamente. Aunque la concentración
del azul 1 es menor, la intensidad
de coloración que causa en el efluente es
suficiente para producir una mezcla con la
tartrazina. De acuerdo con la Food and Drug
Administration (FDA, 2008), el azul brillante,
también conocido como azul 1, y la tartrazina,
están identificados comercialmente como
E-133 y E-102, respectivamente. En la figura
3 se presenta la estructura química de estos
colorantes, lo cual explica su permanencia
en el efluente aun después de haber sido
tratado por métodos biológicos. Con respecto
a la tartrazina, la presencia de un grupo azo
identifica a este colorante como un compuesto
de alta resistencia al ataque microbiano, por lo
que son necesarios microorganismos especiales
capaces de llevar a cabo la fisión reductiva de
los grupos azo. Posteriormente, las aminas
aromáticas incoloras que se producen por la
fisión requieren condiciones aerobias para su
biodegradación (O’Neill et al., 2000; Ekici et
al., 2001; Frijters et al., 2006), por tanto deben
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
71

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
SO 3 Na
H 3 C
O 3 S
N+
NaO 3 S
N
N
HO
N
N
SO 3 Na
N
NaOOC
CH 3
SO 3 Na
Azul 1
Tartrazina
Figura 3. Estructura química de los colorantes de uso alimenticio azul 1 y tartrazina identificados en el efluente del CIRA.
72
complementarse tratamientos anaerobios y
aerobios para alcanzar altas eficiencias en el
proceso. No obstante, la velocidad de reducción
de los colorante azo en un tratamiento aerobio
de este tipo es lenta, requiriendo tiempos de
retención hidráulica (TRH) muy largos para
alcanzar la eficiencia en la biodegradación,
por lo que muchos de este tipo de colorantes
permanecen en el agua aún después de ser
tratada mediante estos métodos. Por otro
lado, siendo el colorante azul 1 un derivado
del trifenilmetano, es posible que también su
degradación sea lenta en condiciones biológicas
anaerobias (Khataee et al., 2008). La presencia
de anillos aromáticos en su estructura provoca
que la degradación microbiana inicie con los
grupos funcionales etilo, sulfitos, y finalice con
los enlaces carbono nitrógeno (Van der Zee y
Villaverde, 2005), produciendo con este último
también aminas aromáticas posiblemente
tóxicas que requieran de una degradación
posterior, complicando los proceso biológicos.
De esta manera, bajo las condiciones de
calidad obtenidas en el tratamiento proporcionado
por la planta del CIRA, el efluente
no resultó ser apto para su reúso en actividades
industriales, justificando su filtración con
membranas para producir agua libre de
colorantes, además de la disminución del
contenido de distintas sustancias, entre otras
características posibles.
Características de filtración de las membranas
Los datos obtenidos a través de la determinación
de las características funcionales de las
membranas proporcionaron los intervalos de
(PTM) con diferentes valores de (υ) de operación
en la filtración, como una información previa
sobre las condiciones favorables del proceso
de filtración para obtener los máximos flujos
de permeado en un proceso en el que estas
membranas sean utilizadas. En los párrafos
siguientes se presentan cada uno de los
resultados.
Flujo de agua filtrada por las membranas
Los datos de flujo de agua permeada (J agua
)
obtenidos a partir del estudio del comportamiento
de las membranas se presentan en
el cuadro 1 para diferentes valores de (PTM)
en los niveles de velocidad de flujo (υ) de
1.5, 2.5 y 3 ms -1 . La combinación de estas dos
variables muestra que los mayores flujos
(J agua
) son obtenidos cuando ambos tipos de

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
Cuadro 1. Datos del promedio del flujo de agua permeada (J agua
) en Lh -1 m -2 , obtenidos para diferentes condiciones de (PTM) y
(υ) en la caracterización de las membranas.
Membranas/
umbral de corte
(υ) ms -1
1.5 2.5 3
(PTM) bar
2 3 4 5 2 3 4 5 2 3 4 5
13 25.89 34.89 38.56 46.45 28.80 45.87 59.77 65.46 28.80 45.90 58.47 55.70
15 8.10 9.43 11.55 12.78 11.87 15.45 17.56 15.21 17.34 24.29 29.34 29.76
50 29.90 35.51 48.89 52.80 30.01 53.32 61.34 65.02 33.01 44.20 55.34 60.92
150 15.10 19.02 23.21 25.65 19.12 22.40 25.23 28.34 26.76 35.51 40.75 46.95
membranas son operadas en el intervalo de
3-5 bar de (PTM) y (υ) entre 2.5-3 ms -1 , lo que
indica que con velocidades y presiones bajas
no se obtienen altas eficiencias de permeación
en las cuatro membranas. Asimismo, se aprecia
que en 5 bar, la velocidad de permeación del
agua en algunos casos es menor con respecto a
lo obtenido para la (PTM) de 3-4 bar, debido a
que la velocidad de crecimiento de permeación
va disminuyendo con el aumento de la (PTM),
cuando se acerca al límite de la capacidad de
permeación. Lo anterior se aprecia en el caso
de las membranas poliméricas, donde es
notorio que si bien un aumento de (υ) de 2.5
a 3 ms -1 no favorece a (J agua
), en algunos casos
tiende a disminuir a medida que la (PTM)
aumenta, mostrando que tras operar estas
membranas a 2.5 ms -1 y no superar los 5 bar es
posible obtener mayores flujos de permeación
(J agua
). Estos resultados fueron considerados
en la aplicación de las membranas para el
tratamiento del efluente del CIRA. Por otro
lado, la influencia de (υ) sobre la permeación
(J agua
) de las dos membranas cerámicas muestra
que utilizando 3 ms -1 se obtienen los mejores
resultados de (J agua
), independientemente de la
(PTM), pero siendo considerable este aumento
entre 3-5 bar. Sin embargo, al igual que las
poliméricas, mayores valores de la (PTM) en el
sistema no aumentó el valor de (J agua
), lo que
significa que en ambos tipos de membranas,
el rango de trabajo de esta variable no debe
superar a 5 bar.
Con respecto a los valores de (J agua
), se
encuentra que los mejores resultados de
permeación se obtienen a través de las
membranas poliméricas, siendo mayor el
obtenido con la de 50 KDa, al alcanzar valores
máximos de 65 Lh -1 m -2 , por su umbral de corte;
no obstante que la membrana cerámica con 150
KDa debería proporcionar mayores valores
de (J agua
), y que la de 50 KDa debería a su vez
permear mayor flujo que la de 13 KDa, si se
parte del hecho de que tamaños de poro más
grandes en la membrana dejarían fluir mayor
cantidad de agua. Sin embargo, las diferencias
en el área de estos tipos de membranas marca
el comportamiento de la filtración. Por otro
lado, la diferencia entre el funcionamiento de
las membranas con respecto a (υ) y a la (PTM)
obedece a diferentes factores. Entre ellos se
encuentra la resistencia a la circulación del
fluido y el límite de operación de la presión en el
sistema de filtración, lo cual, a su vez, también
depende del área transversal de la membrana,
y del material y espesor de la misma. Por tanto,
de acuerdo con la naturaleza de las membranas
cerámicas, se requiere de mayor valor de (υ) y
(PTM) para que tenga lugar la permeación,
presentando una mayor resistencia a la
transferencia de masa, independientemente de
su tamaño de poro. La máxima permeación de
agua libre de contaminantes (condición ideal)
para las membranas cerámicas se obtiene con
una velocidad de flujo de 3 ms -1 , mientras que
para las cerámicas fue de 2.5 ms -1 . Otro aspecto
Tecnología y
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73

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
74
importante a considerar en este resultado es el
área de permeación; las membranas poliméricas
utilizadas son de fibra hueca y ofrecen una
mayor área (mejorando la relación volumen del
módulo/área efectiva de la membrana).
Punto de carga cero de las membranas
En el cuadro 2 se presentan los valores
obtenidos del pH del flujo de permeado
(pH p
) proveniente de cada membrana, como
resultado de la prueba para la determinación
de la naturaleza ácida o alcalina de las
membranas. Los datos obtenidos muestran
que ambos materiales de las membranas
tienden a modificar ligeramente el (pH f
) del
agua, para alcanzar valores por encima de 6
unidades en (pH p
), independientemente del
valor de (pH f
) en la alimentación. Los mismos
valores de (pH p
) del agua fueron obtenidos a
partir de la primera muestra del permeado y
durante el tiempo en que duró la prueba. La
relación (DpH) como función de (pH f
) generó
una gráfica como la mostrada en la figura 4,
por medio de la cual se obtuvo el valor del
(pcz), resultando en 6.2 unidades de pH para
la membrana cerámica y en 6.4 unidades para
la membrana polimérica. Estos valores indican
el pH, en el cual las cargas superficiales de
las membranas se encuentran balanceadas. El
ligero aumento del pH del efluente por arriba
del (pcz) muestra que existe poca diferencia
entre los valores de (DpH) obtenidos alrededor
del intervalo de 6-8 de (pH f
), lo que permite
que exista flexibilidad para que se conserve el
pH del efluente sin que se presenten problemas
funcionales mayores por interacciones entre
la superficie de la membrana y las partículas
contenidas en el efluente. Por tanto, es posible
afirmar que en este intervalo, el pH del efluente
y el material de las membranas no afectarán la
capacidad de permeación durante el proceso.
Sin embargo, a pH extremo, la membrana en
uso puede cargarse positiva o negativamente,
contribuyendo al comportamiento temprano
del fenómeno de polarización, concentración
que tiene lugar en la superficie de la membrana
por efecto de la carga y pH del efluente,
principalmente. Con el fin de asegurar
flujos continuos de permeación sin pérdidas
tempranas de caudal por variaciones en el
pH del efluente, se debe tener cuidado en
que se conserve el intervalo mencionado para
evitar la retención o formación de capas de
polarización en estas membranas, aun cuando
la concentración de los solutos en el efluente
sea baja (De la Casa, 2006; Ibáñez, 2006). Por
otro lado, este fenómeno también puede ser
reducido si las condiciones de operación
como (PTM), (υ) y el tiempo de operación de
las membranas es el adecuado, evitando los
valores pequeños de flujo de permeado con
bajas eficiencias en el proceso de filtración y
daños, incluso irreversibles en la membrana
(Muro et al., 2009).
Evaluación del proceso de membranas para la
recuperación de agua del efluente del CIRA
Los resultados obtenidos de la aplicación del
proceso de filtración del efluente del CIRA
se presentan para las cuatro membranas de
prueba conforme a los parámetros de calidad
del agua recuperada; el caudal de permeación
y el tiempo en que la filtración puede llevarse a
cabo en forma continua.
pH i - pH f
3
2
1
0
4 5 6 7 8 9
-1
-2
-3
Cerámica
pH f
R 2 = 0.989
R 2 = 0.9883
Figura 4. (pcz) de las membranas cerámicas y poliméricas.

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Cuadro 2. Valores promedio de pH p
del agua permeada
por las membranas a través de la variación de pH f
del agua alimentada.
pH f
Cerámica
pH p
Polimérica
4 6.73 6.42
5 6.51 6.35
6 6.41 6.45
7 5.94 6.13
8 6.06 6.51
9 6.19 6.40
Calidad del agua recuperada por las membranas
En el cuadro 3 se presentan los datos obtenidos
con respecto a la calidad del agua permeada
en el proceso de filtración, a través de variar la
(PTM) en un intervalo de 3 a 5 bar, y utilizar (υ)
de 2.5 y 3 ms -1 para las membranas poliméricas
y cerámicas, respectivamente. De los datos
del cuadro 3 se hace notar la disminución
en los valores de todos los parámetros de
calidad del efluente del CIRA una vez que fue
tratado por cada una de las cuatro membranas
utilizadas. En todos los casos, la eficiencia del
proceso de filtración fue alta, debido a que la
elección de las membranas y las condiciones
de operación fueron las adecuadas para llevar
a cabo el proceso. Se resalta que los mejores
valores de calidad del agua recuperada se
obtuvieron entre 3 y 4 bar, alcanzando altas
eficiencias en el tratamiento de filtración. Sin
embargo, la remoción total de los colorantes y
de la mayoría de los solutos contenidos en el
efluente se alcanzaron con la membrana de 15
KDa; siguiendo en ese orden de eficiencia, la
de 13 KDa, independientemente de la (PTM)
utilizada en el rango de trabajo analizado y de
las diferentes mezclas que se presentaron entre
los colorantes.
75
Cuadro 3. Promedio de los valores obtenidos en los parámetros de calidad del agua recuperada del efluente del CIRA
por cada membrana, utilizando diferentes condiciones de (PTM).
Membranas
Poliméricas/umbral de corte (KDa)
Cerámicas/umbral de corte (KDa)
Parámetros
50 13 15 150
(PTM) bar
3 4 5 3 4 5 3 4 5 3 4 5
pH 7.8 7.7 7.8 7.7 7.4 7.4 7.5 7.7 7.8 7.9 7.9 7.6
Conductividad
(μS)
1 530 1 517 1 525 1 425 1 400 1 439 1 196 1 027 1 274 1 298 1 314 1 356
Turbiedad (UNT) 5.9 4.8 5.3 5.2 4.6 5.8 2.1 1.8 1.9 4.1 3.0 3.3
DQO (mgl -1 ) 78 70 94 37 32 49 24 28 34 55 50 66
ST (gl -1 ) 0.96 0.95 0.98 0.53 0.98 0.88 0.64 0.50 0.73 0.87 0.82 0.6
Azul 1
0.033 0.03 0.28 0.003 0.015 0.268 0.00 0.00 0.01 0.09 0.04 0.10
(mgl -1 )
Tartrazina (mgl -1 ) 0.022 0.01 0.077 0.012 0.002 0.058 0.00 0.00 0.00 0.05 0.018 0.067
Na 1+ (mgl -1 ) 138 125 156 120 118 125 125 123 135 146 141 166
K 1+ (mgl -1 ) 18 20 25 16 23 24 17 20 22 23 25 35
Ca 2+ (mgl -1 ) 15 17 17 15 14 16 12 13 15.8 16.2 16.8 17
Fe 3+ (mgl -1 ) 5.1 5.9 5.5 4.9 3.8 3.8 4.6 5.7 2.1 7.3 6.4 9.9
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76
El colorante tartrazina fue completamente
removido por las cuatro membranas, mientras
que para el azul 1, las membranas de 150 y 50
KDa no presentaron el mismo resultado. Esta
diferencia se debe a que el peso molecular
del azul 1 es menor que el de la tartrazina,
por lo que posiblemente el umbral de corte
de estas membranas influyó en los resultados
obtenidos, mostrando una menor capacidad
de retención por la masa molecular de este
colorante. Con respecto al contenido de iones
en los permeados, su identificación corroboró
que la alta conductividad del efluente del
CIRA mostró la permanencia de sales de estos
iones aun después del tratamiento biológico,
e incluso iones monovalentes como Na 1+ y K 1+
quizá no fueron completamente removidos
por las membranas con umbrales de corte de
150 y 50 KDa. A través de las membranas de 13
y 15 KDa se alcanzaron mayores retenciones
de estos iones, incluyendo los de Ca 2+ y Fe 3+ ,
cuyas concentraciones son mínimas en los
permeados obtenidos por estas membranas.
En general, con los resultados alcanzados de
remoción, es presumible que el umbral de corte
de las membranas de UF seleccionadas para
el tratamiento y las condiciones de operación
sean las adecuadas para mejorar la calidad
del agua. Particularmente, la remoción de los
colorantes y la disminución de conductividad
por la retención de sustancias iónicas divalentes
y trivalentes es alcanzable siempre que el
proceso sea operado de 3-4 bar.
Se mencionan diferentes resultados en
trabajos de aplicación de membranas para
el tratamiento de efluentes. La calidad del
agua que se produce depende de la calidad
del efluente y de las membranas. A través del
estudio de las características del efluente y
del grado de remoción que se requiere o del
tipo de partículas que se desean remover, se
establecen membranas de MF, UF, NF y OI, o
sistemas continuos de filtración para llevar
a cabo el tratamiento. Pese a la diferencia
en las condiciones en que se utilizan los
procesos de membranas, los resultados de
este trabajo coinciden en la calidad del agua
y los rendimientos de recuperación del 80 al
98%, para procesos de UF. Por ejemplo, en la
producción de harina de pescado y en agua
de proceso de surimi, se probaron diferentes
procesos de MF, UF y NF, encontrando que
mediante membranas de MF y UF se recupera
agua para la limpieza del equipo y tuberías
de la industria, mientras que los procesos
de NF recuperaron agua para uso en torres
de enfriamiento (Alfonso y Bórquez, 2002,
2003). Trabajos recientes también muestran la
capacidad de membranas de UF para tratar los
efluentes de una industria de aceite de oliva
y de una empacadora de tomate (Akdemir
y Ozer, 2009; Iaquinta et al., 2009). En ambos
casos, se desarrolló un sistema de NF y OI para
producir agua libre de colorantes y sales para
reúso en el proceso. La calidad del agua mejora
notablemente por la aplicación de procesos
de NF y OI, al separar pequeñas partículas
difíciles de remover por otros procesos. Por
ejemplo, en Noronha et al. (2002), se menciona
la producción de agua a través del tratamiento
de efluentes provenientes del proceso de
una industria de bebidas. El tratamiento fue
realizado en un biorreactor de membranas
de NF, obteniendo agua con calidad para su
reutilización en el mismo proceso. En este caso,
la eliminación de iones y disminución de DQO
fue el objetivo del proceso. Membranas de NF
y baja presión en OI también se ​utilizaron en la
misma industria, para tratar el agua de lavado
de las botellas de envasado. En este caso se
menciona que la calidad del agua obtenida fue
similar al agua potable, marcando un estricto
control en la DQO (Mavrov et al., 1997). En otro
trabajo de Mavrov y Béliéres (2000), el agua de
refrigeración de embutidos fue tratada también
por procesos de NF para producir agua con
calidad de agua potable para ser reutilizada
en el mismo proceso de refrigeración. Chmiel
et al. (2000) demostraron que procesos de NF
y OI producen agua reutilizable con calidad a
la del vapor condensado a partir del efluentes
tratados de la industria láctea.

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
Caudal de flujo de agua recuperada en la filtración
del efluente
El comportamiento de las membranas en el
tratamiento del efluente del CIRA se presenta
en la figura 5, donde se ha incluido el caudal
de permeación (J agua
) obtenido por la filtración
ideal del agua libre de carga de acuerdo con los
datos del cuadro 1 y los resultados del agua
recuperada (J p
) por la filtración del efluente,
tras variar la (PTM) en ambos procesos.
La finalidad es apreciar la desviación en la
permeación que se presenta en las membranas
cuando es tratado el efluente. En referencia a
esta figura, se observa que los mayores flujos
de agua recuperada (J p
) se obtuvieron en las
membranas poliméricas. Los flujos fueron muy
cercanos a 35 Lh -1 m -2 , con poca variación en
este valor para ambas membranas, a pesar de la
diferencia en el umbral de corte de 13 y 50 KDa.
La caída en el caudal de permeación (J p
), por
el aumento de la (PTM), muestra que estas dos
membranas son saturadas por las sustancias
contenidas en el efluente cuando la (PTM)
supera a 3 bar, manteniendo caídas de (J p
) de
hasta 30 Lh -1 m -2 . En el caso de las membranas
cerámicas, el máximo caudal (J p
) se alcanzó
en 4 bar con 28 Lh -1 m -2 ; la caída en (J p
) y la
desviación entre los flujos (J agua
) y (J p
) obtenidos
por las membranas cerámicas en 5 bar fue
aproximadamente de 12 Lh -1 m -2 , mostrando
que estas membranas son más estables a la
variación de la (PTM). Por tanto, flujos (J p
)
constantes y menos problemas de polarización
fueron encontrados en las membranas
cerámicas, mostrando mayor estabilidad
en la permeación de agua como resultado
del tratamiento del efluente. Al respecto, se
encontró que bajo las condiciones favorables
de (PTM) y (υ), la membrana cerámica con 150
KDa proporcionó flujos constantes (J p
) durante
190 min, continuando la de 15 KDa con 165
minutos, y finalmente las poliméricas dieron
flujos estables durante 130 y 120 minutos de
operación. Los datos obtenidos de este estudio
explican que las características y naturaleza
de las membranas fueron determinantes
para obtener eficientes flujos de agua con las
características de calidad ya mostradas. La
diversidad de tamaño de partículas contenidas
en el efluente del CIRA y sus altos valores de
DQO fueron considerados para la selección de
las membranas de prueba. Pequeños poros en
membranas con bajos umbrales de corte son
rápidamente saturados y bloqueados por esta
condición, en comparación con aquellas de
umbral de corte mayor. Principalmente estas
condiciones fueron analizadas y balanceadas
para la eliminación de los colorantes y las
sales, entre otras sustancias de menor peso
molecular. Sin embargo, en un proceso de
membranas, la calidad de agua obtenida no es
el único parámetro de interés; la producción
de flujos de agua y el efecto del estrés con la
que se opera la membrana son factores que
se incluyen en la selección de las membranas,
para desarrollar un proceso de tratamiento de
efluentes.
Por otro lado, aun cuando el proceso
de filtración se llevó a cabo en el intervalo
permitido del (pcz) de las membranas, el pH
del efluente pudo influir en la caída del flujo de
permeación (J p
) en las membranas poliméricas,
por posibles fenómenos de interacción y de
adsorción de sales o precipitación de Ca 2+
en la superficie, aumentando el fenómeno
de colmatación inherente en estos procesos.
En las membranas cerámicas, los resultados
mostraron que ambos umbrales de corte
presentaron mayor capacidad para el rechazo
de la carga del alimento, favoreciendo la
permeación del agua. Finalmente, con respecto
a las condiciones de operación seleccionadas
para el tratamiento del efluente, se menciona
que la funcionalidad de las membranas en
las condiciones en que fueron operadas fue
suficiente para encontrar una buena estabilidad
en el proceso, con tiempos prolongados de
filtración, aceptados caudales de permeación
(J p
) y calidad en el agua recuperada.
Bajo estos resultados, las cuatro membranas
cumplieron con algunos aspectos que determinaron
su eficiencia en el tratamiento; en
todos los casos, se removieron los colorantes
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
80
80
78
J agua y J p (Lh -1 m -2 )
J agua y J p (Lh -1 m -2 )
70
R 2 = 0.9845
60
Ideal
50
40
30
20
Real
10
0
0 1 2 3 4 5 6
PTM (bar)
Polimérica 13 KDa
80
70
R 2 = 0.9599
60
50
40
30
20
10
0
Ideal Real
0 1 2 3 4 5 6
J agua y J p (Lh -1 m -2 ) J agua y J p (Lh -1 m -2 )
70
60
50
Ideal
Real
40
30
R 2 = 0.934
20
10
0
0 1 2 3 4 5 6
PTM (bar)
Cerámica 15 KDa
80
70
60
50
R 2 = 0.956
40
30
20
10
0
Ideal Real
0 1 2 3 4 5 6
PTM (bar)
Polimérica 50 KDa
PTM (bar)
Cerámica 150 KDa
Figura 5. Flujo de permeado de agua libre de carga (J agua
) y del agua recuperada del efluente del CIRA (J p
), mostrando el
comportamiento ideal y real en función de la (PTM) con (υ) de 2.5 y 3 ms -1 para las membranas poliméricas y cerámicas,
respectivamente.
y se disminuyeron en gran medida los valores
en todos los parámetros de contaminación,
destacando las membranas de 15 y 13 kDa
en orden de eficiencia. Sin embargo, a través
de la membrana polimérica con 13 kDa, se
obtuvieron flujos mayores de agua, mientras
que la mayor estabilidad operativa se presentó
en la membrana cerámica de 15 KDa.
De acuerdo con el cuadro 4, los requerimientos
de calidad del agua establecidos por
la industria indican que las membranas de 15
y 13 kDa pueden ser utilizadas cuando el fin
del tratamiento del efluente sea la recuperación
de agua para suministro en la caldera y/o
de limpieza del equipo. Sin embargo, los
rendimientos en los flujos de permeación y la
estabilidad de estas dos membranas también
tendrá que ser considerada en la elección de
la que podría ser sugerida para un tratamiento
continuo con paros y arranques regidos por
estos aspectos.
Conclusiones
En el proceso de recuperación de agua, a
partir de la ultrafiltración de los efluentes
del CIRA, se encontró que dos de las cuatro
membranas evaluadas resultaron eficientes
para recuperar agua con calidad de reúso en
actividades de lavado de equipo industrial
y agua para suministro de calderas. Las
condiciones de operación que se encontraron

Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
Cuadro 4. Calidad del agua requerida para algunas actividades industriales.
Parámetros
Tipo de agua/
calidad
Conductividad
µScm -1
Turbiedad
UNT
DQO
mgl -1
ST
gl -1
Colorantes Na + K + Ca 2 + Fe 3+
mgl -1 mgl -1 mgl -1 mgl -1 mgl -1
Caldera < 1 200 < 5 < 40 1.0 0 < 130 < 25 < 150 < 5
Limpieza de
equipos
< 1 000 < 5 < 30 1.0 0 < 120 N/E N/E < 3
para alcanzar estos resultados fueron (PTM)
de 3-4 bar y velocidad de flujo de 2.5-3 ms -1 .
La mayor eficiencia en la calidad del agua fue
obtenida por las membranas de 15 y 13 kDa,
mientras que las membranas de 150 y 50 kDa
fueron suficientes para eliminar colorantes
y disminuir la DQO entre otros parámetros;
en este caso, su reúso en la industria no fue
definido. Sin embargo, los valores de algunos
parámetros se encuentran indirectamente
dentro de los rangos que determinan la calidad
de agua dulce, como la turbiedad, SST y el
contenido de hierro, sodio y calcio, pero con
DQO y conductividad aún por encima de los
rangos que caracterizan este tipo de agua.
Por otro lado, los mayores caudales
de agua permeada se obtuvieron con las
membranas poliméricas, alcanzando valores
muy cercanos a 35 Lh -1 m -2 . A este resultado
le siguió la de 15 kDa, con 28 Lh -1 m -2 . Con
respecto al funcionamiento operativo de
las membranas, las cerámicas presentaron
mayor estabilidad, produciendo flujos
continuos de agua durante 150 minutos,
retardando el problema de polarización, por
lo que la membrana de 15 kDa requiere menos
periodos de mantenimiento, pero con flujos
menores de permeación. Es recomendable
que en la elección de la membrana para su
implementación en el ámbito industrial se
consideren los diferentes niveles de calidad
del agua, flujos obtenidos y estabilidad de las
membranas, para elegir aquella que cumpla
con la disposición del agua recuperada y otros
aspectos que deberán discutirse, como el costo,
la limpieza, y los tiempos de paro y arranque
necesarios para conservar la funcionalidad de
la membrana.
Agradecimientos
Este trabajo se llevó a cabo gracias al apoyo del Centro
Interamericano de Recursos del Agua y la Subsecretaría
de Educación Superior, a través del Programa de
Mejoramiento del Profesorado para el Fortalecimiento de
los Cuerpos Académicos, a través del proyecto Evaluación
de los procesos de sorción y ultrafiltración en la remoción de
colorantes.
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Aceptado: 30/01/12
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Escobar-Jiménez et al., Recuperación de agua de efluentes de una industria de cereales utilizando membranas
Abstract
ESCOBAR-JIMÉNEZ, J., MURO-URISTA, C., ESPARZA-SOTO, M., GÓMEZ-
ESPINOZA, R.M., DÍAZ-NAVA, C., GARCÍA-GAITÁN, B., ORTEGA-AGUILAR,
R.E. & ZAVALA-ARCE, R.E. Use of membranes to recover effluent water from the cereal
industry. Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September,
2012, pp. 65-82.
82
The tangential filtration process with effluent membranes was evaluated for the recovery
of water for reuse in industrial activities. The membranes were previously treated using
biological methods in the experimental plant at the Inter-American Center for Water
Resources (ICWR). The most notable effluent characteristics included high turbidity, the
presence of two synthetic food dyes-blue brilliant and tartrazine-which were responsible
for several green water curtains, and the presence of salts and organic matter with DQO
values considered high for the reuse of water. During the evaluation of the filtration process,
two ceramic membranes with a cut-off of 150 and 15 kDa and two polymeric hollow
fiber membranes with a cut-off of 50 and 13 kDa were tested; these were individually
incorporated into pilot-scale filtration equipment. Each process determined the effect of the
transmembrane pressure, the water flux velocity and the characteristics of the membranes
with the obtained filtered water flux and water quality. The results of the filtration of the
effluent from the ICWR showed that the 15 kDa and 13 kDa membranes were the most
effective for treating the ICWR effluent in terms of obtaining the water quality parameters
needed to clean industrial equipment and supply water to boilers. Nevertheless, the water
flux recovered from the effluent was greater with the 13 kDa membrane, reaching 35 Lh -1 m -2
during 120 minutes. The most stable membrane was the 15 kDa, which recovered 28 Lh -1 m -2
of water during 190 minutes with no polarization problems.
Keywords: recovery of water, cereal industry, membranes, dyes.
Dirección institucional de los autores
Dr. Jesús Escobar Jiménez
Dra. Claudia Muro Urista
Dra. Carmen Díaz Nava
M.C. Rosa Elena Ortega Aguilar
Instituto Tecnológico de Toluca
División de Estudios de Posgrado e Investigación
Avenida Tecnológico s/n, colonia Exrancho La Virgen
52140 Metepec, Estado de México, México
Teléfonos: +52 (457) 2239 49813 y +52 (722) 2087 224
escobar031976@hotmail.com, cmuro@ittoluca.edu.mx
cardinava@yahoo.com, reortega@ittoluca.edu.mx
Dr. Mario Esparza Soto
Centro Interamericano de Recursos del Agua
Universidad Autónoma del Estado de México
Carretera Toluca-Atlacomulco, km 14.5
Unidad San Cayetano
50200 Toluca, Estado de México, México
Teléfono: +52 (722) 2965 550
Fax: +52 (722) 2965 555
mesparzas@uaemex.mx y
mario_esparza_soto@hotmail.com
Dra. Rosa María Gómez Espinoza
Centro Conjunto de Investigación en Química Sustentable
Universidad Autónoma del Estado de México
Universidad Nacional Autónoma de México
Facultad de Química
Carretera Toluca-Atlacomulco, km 14.5
Unidad San Cayetano,
50200 Toluca, Estado de México, México
Teléfono: +52 (722) 2766 611, extensión 7722
rosamarigo@gmail.com
Dra. Beatriz García Gaitán
Instituto Tecnológico de Toluca
Bosques de la Concordia 2113
San Jerónimo Chicahualco
52140 Mepetec, Estado de México, México
Teléfonos: +52 (457) 2239 49813 y (722) 2087 224
beatrizggmx@yahoo.com
Dra. Rosa Elvira Zavala Arce
Instituto Tecnológico de Toluca
División de Estudios de Posgrado e Investigación
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Interacción de aislados bacterianos
rizosféricos con metales de importancia
ambiental
• Irina Salgado-Bernal • María Elena Carballo-Valdés •
• Armando Martínez-Sardiñas • Mario Cruz-Arias •
Universidad de La Habana, Cuba
• María del Carmen Durán-Domínguez-de-Bazúa •
Universidad Nacional Autónoma de México
Resumen
La amenaza de los metales pesados a la salud pública y el ambiente ha conllevado
a la búsqueda de tecnologías que permitan la remoción o neutralización de su
toxicidad. Dentro de las nuevas técnicas, los microorganismos presentan gran
relevancia. El trabajo se propuso caracterizar las interacciones de 13 aislados
bacterianos rizosféricos obtenidos de plantas hidrófitas de humedales naturales,
con cuatro metales de interés: cromo (Cr 6+ ), plomo (Pb 2+ ), cadmio (Cd 2+ ) y mercurio
(Hg 2+ ), para la selección de cepas con potencialidades para la remediación de aguas.
Se determinó la resistencia de los aislados a los cuatro metales, seleccionando tres
concentraciones y suplementando el medio agar nutritivo con sales de los metales,
para lograr las concentraciones correspondientes (cromo y plomo 1.0, 2.0 y 3.0 mM;
cadmio 0.6, 1.2 y 1.8 mM; mercurio 0.01, 0.02 y 0.03 mM). Se realizaron ensayos de
biosorción frente a soluciones mixtas y se determinó la cantidad de metal removido
por gramos de biomasa (q). El 100% de los aislados mostró resistencia a más de un
metal. Se encontró remoción por algunas cepas, destacándose cuatro de ellas, que
podrían formar un consorcio para la eliminación de plomo, cromo y mercurio. Los
resultados presentan importancia, pues las concentraciones de metales estudiadas
se encuentran por encima de las concentraciones máximas permisibles normadas
en aguas según la Norma Cubana NC 27-1999 y otras normas internacionales;
por lo tanto, las cepas que mostraron resistencia y remoción podrían resultar
agentes biorremediantes prometedores para su empleo en el saneamiento de aguas
contaminadas.
83
Palabras clave: bacterias, metales pesados, resistencia, remoción, tratamiento de
aguas.
Introducción
La contaminación del ambiente con metales
tóxicos surge como resultado de las actividades
humanas, principalmente industriales; sin
embargo, fuentes como la agricultura y la eliminación
de residuos también contribuyen
(Cañizares, 2000). Aun cuando las descargas
de algunos metales causadas por actividades
humanas ha disminuido, su liberación indirecta
a través de diferentes fuentes tiene un gran
impacto en el ciclo ambiental (D’ltri, 1992). El
desarrollo industrial ha creado un importante
número y volúmenes de aguas residuales
procedentes de los nuevos procesos de manufacturación,
conteniendo algunas de ellas
diferentes elementos químicos, entre los que se
incluyen los metales pesados, siendo unos de
los contaminantes más abundantes en aguas
residuales (Filali et al., 2000).
Estos elementos no pueden ser degradados
naturalmente, permanecen en los sedimentos y
son lentamente liberados en los cuerpos de agua
(Cañizares, 2000; Pérez et al., 2002); aun cuando
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 83-95

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
84
se encuentren presentes en cantidades bajas e
indetectables, su recalcitrancia y consiguiente
persistencia implica que a través de procesos
naturales, como la biomagnificación, su
concentración pueda llegar a ser tan elevada,
que se convierta en tóxica (Cañizares, 2000).
Por estas razones, la contaminación de
las aguas con metales ha sido identificada
internacionalmente como uno de los principales
problemas ambientales, ya que se vierten a
los ecosistemas, de manera indiscriminada,
aguas residuales sin tratar o con tratamientos
deficientes.
La amenaza de los metales pesados a
la salud pública y el medio ambiente ha
conllevado a la búsqueda de sistemas que
permitan la remoción o neutralización de
sus efectos tóxicos de una forma natural y
económica (Valls y De Lorenzo, 2002; Huang
et al., 2003). Se han empleado numerosos
métodos convencionales para el tratamiento de
estos elementos, fundamentalmente físicos y
químicos, pero algunos han resultado costosos
e ineficientes, especialmente cuando la
concentración de metales es muy baja. Por este
motivo, actualmente, una de las tecnologías
más promisorias en aras de la recuperación
de ambientes naturales contaminados es la
biorremediación, la cual se basa en el uso de
sistemas biológicos para la eliminación de
contaminantes y, específicamente, el empleo
de biomasas microbianas representa una
alternativa viable (Gupta et al., 2000; Pethkar et
al., 2001).
Los microorganismos se han empleado
desde hace varias décadas para diferentes
funciones: producción de bioproductos en el
ámbito industrial, en la industria bacteriológica
y de fermentaciones, y más recientemente,
para el tratamiento de aguas residuales
(Domínguez et al., 2009). Constituyen una
de las formas más beneficiosas y eficientes
para la remoción de metales de aguas
contaminadas, particularmente en presencia
de bajas concentraciones de metal en grandes
volúmenes de solución. Además presentan
una gran variedad de mecanismos para la
resistencia y captura de estos elementos (Slaba
y Dlugonski, 2004), y tienen la posibilidad de
ser manipulados genéticamente.
Existen numerosas tecnologías para el
tratamiento de aguas, pero en muchas de
ellas, como el caso de los humedales artificiales
o construidos, el reto está en optimizar
la tecnología, maximizando las fuerzas de
interacción biológica en la zona de las raíces
de la planta (rizosfera) (Kuschk et al., 1999),
donde precisamente las bacterias hacen
una gran contribución en la eliminación
de contaminantes (Chaudhry et al., 2005).
Aislamientos microbianos bien adaptados
a hábitats con metales pesados podrán
llevar a cabo remediación, probablemente, y
resultan de gran interés para las estrategias
de conservación ambiental, por lo que la
búsqueda de microorganismos con altas
capacidades de acumulación y características
estables de resistencia es una parte inevitable
de cualquier estrategia de remediación
(Haferburg y Kothe, 2007). Esto sugiere
que la introducción selectiva de bacterias
con propiedades específicas frente a los
contaminantes en un humedal artificial puede
mejorar la remediación de aguas contaminadas
(Tabacchioni et al., 2002).
Teniendo en cuenta los aspectos mencionados,
la presente investigación se propuso
como objetivo caracterizar las interacciones
de 13 aislados bacterianos rizosféricos,
obtenidos de la rizosfera de plantas hidrófitas
de humedales naturales, con cuatro metales
pesados de importancia ambiental: cromo,
plomo, cadmio y mercurio, como premisa
para la selección e introducción de cepas,
con potencialidades para la remediación, en
sistemas de tratamiento de aguas contaminadas
con metales pesados.
Materiales y métodos
Cepas empleadas
Se emplearon 13 cepas bacterianas autóctonas
provenientes de la rizofera de plantas

Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
hidrófitas (especie Typha dominguensis,
Pers. Kunth) de humedales naturales de La
Habana, Cuba (Posición GPS: Humedal 1-Lat.
23º 02.323’, Long. 82º 24.002’; Humedal 2-Lat.
23º 02.863’, Long. 082º 23.443’; Humedal
3-Lat. 23º 03.318’, Long. 082º 24.014’). Las
cepas estudiadas se seleccionaron a partir
de 58 aislados de acuerdo con estudios
previos realizados en cuanto a remoción de
contaminantes.
Aislamiento de bacterias rizosféricas
Se siguió el protocolo propuesto por Muratova
et al. (2003). Se removió el suelo no
rizosférico de las raíces; la raíz con suelo
rizosférico adherido se lavó en 100 ml de agua
destilada y se agitó por treinta minutos. Se
dejaron sedimentar las partículas de suelo y
con la suspensión se prepararon diluciones
seriadas de 10 -1 a 10 -7 . Se prepararon placas
con tres réplicas de cada dilución en medio
de cultivo con agar nutritivo y se incubó a 30
°C (temperatura del lugar de muestreo) por 48
horas. Se seleccionaron las colonias de cada
muestra con características visibles diferentes
y se conservaron en agar nutritivo, plano
inclinado y a 4 °C.
Determinación de la resistencia a los metales
Se realizó según la metodología empleada por
Anisimova et al., 1993.
Preparación de las soluciones de metales
Se prepararon soluciones concentradas (10
mM, pH 7) de los metales cromo, plomo,
cadmio y mercurio, utilizando los compuestos
dicromato de potasio (K 2
Cr 2
O 7
) ,
nitrato de plomo [Pb(NO 3
) 2
] ,
nitrato de
cadmio [Cd(NO 3
) 2
]) y cloruro de mercurio
(HgCl 2
), respectivamente. Estas soluciones
concentradas sirvieron de partida para la
preparación de los medios con las diferentes
concentraciones de metales a ensayar.
Preparación de los medios de cultivo
Para cada metal se seleccionaron tres concentraciones
para el estudio: cromo y plomo
1.0, 2.0 y 3.0 mM; cadmio 0.6, 1.2 y 1.8 mM,
y mercurio 0.01, 0.02 y 0.03 mM. Estas
concentraciones se seleccionaron teniendo
en cuenta los límites máximos permisibles
normados en aguas, según la Norma Cubana
NC 27-1999. Se prepararon matraces tipo
Erlenmeyer con agar nutritivo (28 g de agar
para 1 000 ml de agua destilada) para cada
metal y cada medio fue suplementado con
un determinado volumen de la solución de
concentración 10 mM, para lograr las diferentes
concentraciones deseadas. Posteriormente, el
medio se agitó para mezclar el metal añadido
con el agar y se vertió en placas Petri.
Siembra de las cepas
Se partió de un pre-inóculo preparado en
caldo nutritivo con un desarrollo de 24 horas
y se realizó la siembra por estría de cada
aislado con su réplica en medio agar nutritivo
suplementado con el metal. Como control de la
proliferación de las cepas, se empleó el medio
agar nutritivo sin los metales, donde se inoculó
cada una, para verificar su correcto desarrollo
en ausencia de los metales. Como controles para
la verificación de la esterilidad de los medios, se
empleó agar nutriente con cada concentración
para cada metal sin inocular, y como controles
del desarrollo a los correspondientes niveles
de metales, se emplearon cepas bacterianas
caracterizadas en cuanto a su resistencia a
metales, pertenecientes al cepario de la Facultad
de Biología, Universidad de La Habana, Cuba.
Lectura de los resultados
Se realizaron tres lecturas del desarrollo, a las
24, 48 y 72 horas, debido a que los diferentes
aislados estudiados mostraron diferencias en
la velocidad de proliferación. Para la lectura se
observó el desarrollo o no de la cepa bacteriana
en el medio suplementado con la solución de
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
metal. Se clasificó la presencia de proliferación
como resistencia (R) y la ausencia de desarrollo
como sensibilidad (S).
Determinación de la remoción de los metales
Obtención de la biomasa. Obtención del preinóculo
10 000 rpm durante diez minutos; el aglomerado
microbiano se desechó y el sobrenadante
se filtró y se conservó acidificado con ácido
nítrico concentrado a 4 °C, para la posterior
cuantificación de la cantidad de metal
removido. Todos los experimentos se realizaron
por triplicado.
86
El medio de cultivo líquido (caldo nutritivo)
se distribuyó en matraces Erlenmeyer de 500
ml, con un volumen efectivo de 200 ml, y se
inoculó a partir de los desarrollos en los medios
de conservación. Las bacterias se mantuvieron
durante 24 horas a 30 ± 2 °C, en agitación a 100
rpm.
Obtención del inóculo
Se realizó una dilución de 1/5, utilizando
el volumen total del preinóculo en caldo
nutritivo, y se incubó en condiciones similares
para la obtención de la biomasa celular.
Análisis y cuantificación del metal capturado
Las muestras se analizaron por espectroscopía
de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente,
ICP-OES (Inductively coupled plasmaoptical
emission spectroscopy) en la Facultad
de Química, Conjunto D, de la Universidad
Nacional Autónoma de México (UNAM).
Para el Cd 2+ se usó una longitud de onda de
228.802 nm, para el Cr 2+ de 267.716 nm, para el
Hg 2+ de 253.652 y para el Pb 2+ de 220.361. Los
cálculos para determinar la cantidad de metal
capturado se realizaron según la ecuación
(Holan y Volesky, 1995; Vieira y Volesky, 2000):
Colecta de la biomasa
q = (C i
- C f
) V/m
Se realizó después de transcurrido el tiempo
de incubación, se detuvo el desarrollo y se
colectaron las células. Este procedimiento
se realizó por centrifugación a 10 000 rpm
durante veinte minutos; los aglomerados
microbianos se lavaron con agua bidestilada
y se centrifugaron durante diez minutos.
Se eliminó el sobrenadante y se recuperó el
aglomerado microbiano.
Ensayo de biosorción de metales
En dependencia de la resistencia mostrada
por los aislados se prepararon los ensayos;
si mostraron multirresistencia se prepararon
soluciones mixtas (pH 7). La biomasa de cada
aislado (0.03 g) fue puesta en contacto en
matraces Erlenmeyer de 100 ml, con 15 ml de
la solución mixta de metales correspondiente.
Se incubó a 30 ± 2 °C, 100 rpm, durante 72
horas. La biomasa se separó de la solución
de los metales residuales por centrifugación a
donde q corresponde a los mg de metal
capturado por gramos de biomasa (mg/g); C i
,
la concentración inicial del metal (mg/l); C f
, la
concentración final del metal (mg/l); m, la masa
de la biomasa en la mezcla de reacción (g), y V
es el volumen de la mezcla de reacción (L).
Resultados y discusión
Resistencia de los aislados en los medios
suplementados con los metales a las 24, 48 y
72 horas
En la figura 1 se muestra un ejemplo de cómo se
observó el desarrollo de los aislados estudiados
en el medio de agar nutritivo, suplementado
con los metales en el ensayo de resistencia.
En los cuadros 1 a 4 se muestra que el 100% de
los aislados mostró resistencia a plomo, el 85%
a cromo, el 15% a cadmio y el 100% a mercurio.
Además, los 13 aislados mostraron resistencia a
más de un metal, es decir, multirresistencia; un

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Figura 1. Muestra del ensayo de resistencia a metales en placa de agar nutritivo suplementado con el metal.
Desarrollo de las cepas ensayadas.
aislado mostró resistencia a los cuatro metales
ensayados, 11 aislados mostraron resistencia a
tres metales y un aislado mostró resistencia a
dos metales. Las respuestas encontradas están
en estrecha relación con el lugar de donde
fueron aisladas estas bacterias. Las plantas
se seleccionaron de humedales cercanos al
río Almendares, ubicado en la ciudad de
La Habana, Cuba. Actualmente, el cauce
principal de este río presenta una situación
higiénico-sanitaria crítica, como consecuencia
de las descargas que recibe de aguas residuales
urbanas e industriales sin tratamiento o con
tratamiento ineficiente. Aproximadamente setenta
fuentes contaminadas de diferentes tipos
vierten sus aguas residuales a este río, por lo
que se estima la existencia de altos niveles de
contaminación (CCAV, 1999). Estos niveles de
contaminación pueden haber influido para
que las bacterias desarrolladas en esa zona
presenten características para resistir altas
concentraciones de metales. La respuesta
adaptativa de los microorganismos en
ambientes contaminados ha sido ampliamente
estudiada, y muchas de las investigaciones han
indicado que los organismos que sobreviven
en estas condiciones desarrollan o adquieren
sistemas que contrarrestan los efectos de las
altas concentraciones de metales (Trajanovska
et al., 1997).
Estos resultados son interesantes teniendo
en cuenta que el plomo, cromo, cadmio y
mercurio son metales pesados no esenciales
para los organismos vivos (Trajanovska
et al., 1997; Valls y De Lorenzo, 2002), por
lo que resultan tóxicos, incluso a bajas
concentraciones. Sumado a esto, los aislados
que mostraron resistencia a las concentraciones
del metal probadas más elevadas resaltan con
respecto al resto debido a su capacidad para
proliferar a concentraciones que resultan
altamente perjudiciales para la mayoría de los
organismos. Se categoriza el comportamiento
de estos aislados como resistencia, teniendo
en cuenta la definición del término planteada
en la literatura: resistencia define la habilidad
de sobrevivir y desarrollarse en presencia de
metales pesados, induciendo mecanismos
codificados en plásmidos o el cromosoma
(Smith, 1967; Nakahara et al., 1977; Vullo et al.,
2005).
Han sido informadas numerosas bacterias
resistentes a metales tanto aisladas de suelos y
aguas como de sedimentos. En la mayoría de las
investigaciones, las concentraciones de metales
estudiadas son menores que las ensayadas
Tecnología y
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
Cuadro 1. Resistencia de los 13 aislados bacterianos a plomo (concentraciones de 1, 2 y 3 mM).
Aislados 1.0 mM 2.0 mM 3.0 mM
TAN316 R R S
TAN1113 R R S
TAN219 R R R
TAN217 R R R
TAN119 R R R
TAN118 R R S
TAN1111 R R S
TAN117 R R R
TAN1115 R R -
TAN229 R R R
TAN221 R R R
TAN216 R R R
TAN3110 R R R
R: resistente; S: sensible.
Cuadro 2. Resistencia de los 13 aislados bacterianos a cromo (concentraciones de 1, 2 y 3 mM).
88
Aislados 1.0 mM 2.0 mM 3.0 mM
TAN316 R S S
TAN217 R S S
TAN1113 R S S
TAN219 R R S
TAN119 R R S
TAN118 R R S
TAN1111 S S S
TAN117 R R R
TAN1115 R R R
TAN229 S S S
TAN221 R R S
TAN216 R S S
TAN3110 R S S
R: resistente; S: sensible.
Cuadro 3. Resistencia de los 13 aislados bacterianos a cadmio (concentraciones de 0.6, 1.2 y 1.8 mM).
Aislados 0.6 mM 1.2 mM 1.8 mM
TAN316 S S S
TAN217 S S S
TAN1113 S S S
TAN219 S S S
TAN119 S S S
TAN118 S S S
TAN1111 R S S
TAN117 S S S
TAN1115 S S S
TAN229 S S S
TAN221 S S S
TAN216 S S S
TAN3110 R S S
R: resistente; S: sensible.

Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
Cuadro 4. Resistencia de los 13 aislados bacterianos a mercurio (concentraciones de 0.01, 0.02 y 0.03 mM).
Aislados 0.01 mM 0.02 mM 0.03 mM
TAN316 R S S
TAN217 R R R
TAN1113 R S S
TAN219 R S S
TAN119 R R R
TAN118 R S S
TAN1111 R S S
TAN117 R S S
TAN1115 R R R
TAN229 R S S
TAN221 R S S
TAN216 R S S
TAN3110 R S S
R: resistente; S: sensible.
en esta investigación (Filali et al., 2000; Vullo
et al., 2005) y en otros son similares a las del
presente estudio (De Souza et al., 2006). Por
tal motivo, los aislados obtenidos representan
microorganismos interesantes, al poder resistir
concentraciones elevadas y superiores a lo
encontrado en la mayoría de los informes.
Las concentraciones de metales estudiadas
se encuentran por encima de los Límites
Máximos Permisibles Promedio (LMPP) para
los parámetros de los residuales líquidos, según
la Norma Cubana NC 27-1999 (ver cuadro 5).
Es decir, que las concentraciones estudiadas
son 200 veces mayores que las concentraciones
máximas permisibles. Teniendo en cuenta estos
datos, los aislados que mostraron resistencia
podrían resultar agentes biorremediadores
prometedores para ser empleados en una
tecnología para el saneamiento de aguas
contaminadas con metales pesados, en
dependencia de sus potencialidades para
la remoción de estos elementos. Existen
numerosos mecanismos de resistencia de las
bacterias a los metales que no necesariamente
incluyen la remoción de las soluciones, pero
existen otros que son la base para el uso de los
microorganismos en la biorremediación.
Las bacterias han desarrollado diversos
mecanismos de resistencia para tolerar los
efectos nocivos de los metales tóxicos (Silver y
Phung, 2005), por ejemplo, los que involucran:
a) componentes celulares que capturan a los
iones, neutralizando su toxicidad; b) enzimas
que modifican el estado rédox de los metales,
convirtiéndolos en formas menos perjudiciales,
y c) transportadores de la membrana que
expulsan las especies nocivas del citoplasma
celular (Cervantes et al., 2006).
Cuadro 5. Límites máximos permisibles promedio (LMPP) para los parámetros de efluentes residuales líquidos.
Parámetro Unidades LMPP
Cadmio mg/l < 0.3
Cromo hexavalente mg/l < 0.5
Mercurio mg/l < 0.01
Plomo mg/l 1.0
Tecnología y
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Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
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El desarrollo de nuevos sistemas para el
tratamiento de aguas requerirá de la supervivencia
de los microorganismos presentes
en estos sistemas y su resistencia a agentes
altamente inhibitorios. La habilidad de cepas
microbianas de proliferar en la presencia de
metales pesados puede ser saludable en el
tratamiento de aguas residuales, donde los
microorganismos están directamente involucrados
en la descomposición de materia
orgánica en procesos biológicos para el
tratamiento de aguas (Filali et al., 2000).
Remoción de metales de soluciones mixtas
simuladas
En las figuras 2 a 5 se muestra que, para los
cuatro metales estudiados, se observaron
resultados diferentes. En el caso del plomo,
la mayoría de los aislados que resultaron
resistentes presentaron remoción de la
solución. Con respecto al cromo, sólo dos
aislados presentaron remoción. De los dos
aislados que resultaron resistentes a cadmio,
ninguno logró remoción del metal en solución,
y los resultados del mercurio, al igual que en el
plomo, muestran que la mayoría de los aislados
removió el metal de la solución.
Para el plomo (figura 2), el aislado TAN1111
resultó ser el mejor de todos, dando un valor
de remoción desde el punto de vista estadístico
significativamente superior a los valores de
remoción del resto. Para el cromo (figura 3),
TAN1113 y TAN1115, a pesar de haber sido los
únicos que presentaron remoción, presentan
la diferencia de que TAN1113 es el único cuyo
valor es estadísticamente significativo con
respecto del resto (a), no presentando relación,
pues en el caso de TAN1115 presenta una media
corrompida (ab). Para el mercurio (figura 5), los
aislados TAN 119, TAN117, TAN217, TAN1113,
TAN 216 y TAN1115 mostraron los valores más
altos, pero TAN119 fue el único que reveló una
diferencia significativa total con el resto de los
aislados (a). Hay que resaltar que los aislados
TAN1113 y TAN1115 se repiten con buenos
resultados frente al mercurio, pues ya se habían
visto buenos resultados con el cromo.
Los casos donde no se obtuvo remoción
(valores 0 o negativos) sugieren que los
aislados obtenidos presentan un mecanismo
de resistencia que no implica la eliminación
del metal en solución. Por otra parte, en estos
resultados puede influir la competencia que se
establece por los sitios de unión a los metales
en la célula bacteriana, donde algunos cationes
q Pb (mg/g biomasa)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
-2
q Pb (mg/g biomasa)
a
b b b b b b b b b b
b
1111 217 117 316 221 219 119 118 216 1113 1115 3110 229
11.16 0.252 0.436 0.419 0.441 0.445 0.452 0.442 0.454 -0.06 0.443 0.277 0
Aislados bacterianos
Figura 2. Remoción de plomo por aislados bacterianos a temperatura 30 ± 2 °C, pH 7, 72 horas de contacto, 100 rpm.

Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
q Cr (mg/g biomasa)
3
2
1
0
-1
-2
-3
-4
a
b
ab
b b
b
b b b b b
217 117 316 221 219 119 118 216 1113 1115 3110
q Cr (mg/g biomasa)
-0.253 -0.768 -1.193 -0.108 -1.078 -1.438 -0.778 -0.73 2.1525 0.7 -0.033
Aislados bacterianos
Figura 3. Remoción de cromo por aislados bacterianos a temperatura 30 ± 2 °C, pH 7, 72 horas de contacto, 100 rpm.
91
q Cd (mg/g biomasa)
0
-2
-4
-6
-8
-10
-12
-14
-16
-18
-20
a
1111 3110
a
q Cd (mg/g biomasa)
-9.9 -16.025
Aislados bacterianos
Figura 4. Remoción de cadmio por aislados bacterianos a temperatura 30 ± 2 °C, pH 7, 72 horas de contacto, 100 rpm.
metálicos pueden verse más favorecidos. Este
comportamiento diferente puede explicarse
debido a las características de cada metal
(valencia y número atómico) (Holan y Volesky,
1994) y al tipo de enlace que establecen con la
biomasa microbiana, lo cual también influye en
la afinidad (Volesky, 1999).
Cuando se trabaja con mezcla de metales
puede encontrarse que la cantidad total de
metal biosorbido en el sistema multimetal
sea menor que en un sistema simple (Chang
y Hong, 1994; Figueira et al., 1997; Utigikar et
al., 2000) pues, en ocasiones, la presencia de
cualquier ión metálico en la mezcla, ya sea
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
q Hg (mg/g biomasa)
6
5
4
3
2
1
0
-1
-2
-3
q Hg (mg/g biomasa)
a
e
ab
ab
abc
abc
bcde
abc
bcd
cde
cde
de
de
1111 217 117 316 221 219 119 118 216 1113 1115 3110 229
-0.38 3.68 4.005 1.673 0.015 0.979 5.225 2.428 3.035 3.268 2.883 0.915 0
Aislados bacterianos
Figura 5. Remoción de mercurio por aislados bacterianos a temperatura 30 ± 2 °C, pH 7, 72 horas de contacto, 100 rpm.
92
binaria o mezcla de más de dos metales, tiene
un fuerte efecto antagonista en los procesos de
biosorción (Hussein et al., 2004).
La obtención de aislados que mostraron
remoción de algunos de los metales estudiados
es de suma importancia, ya que en los sistemas
naturales, los metales no se encuentran de
forma individual. Con frecuencia es posible
encontrar una variedad de iones que pueden
competir aumentando o disminuyendo su
afinidad por los sitios de enlace disponibles.
A pesar de no haberse encontrado elevados
niveles de remoción, hay que destacar que se
ensayaron concentraciones de metales altas,
considerando la toxicidad de estos elementos
para los organismos vivos, por lo que estas
bacterias pudieran ser empleadas, optimizando
el proceso de remoción, en el mejoramiento
de tecnologías para el tratamiento de aguas
residuales contaminadas con metales pesados.
Se podría proponer la formación de un
consorcio para la eliminación de plomo,
cromo y mercurio, pues para el cadmio los
aislados probados no resultaron efectivos,
con la participación de los aislados TAN1113,
TAN1115, TAN119 y TAN117, teniendo en
cuenta que las bacterias en consorcio parecen
incrementar la remoción de contaminantes en
relación con las remociones que muestran en
cultivos puros (Sprocati et al., 2006; Hafersburg
y Kothe, 2007).
Aunque se demostró el potencial de estos
aislados para la remoción de metales, para
aplicar cualquier microorganismo en una
tecnología ambiental para el tratamiento
de aguas esto no es suficiente. Se hace
indispensable la identificación hasta especie
de estos aislados, pues a pesar de que estas
bacterias fueron obtenidas de la rizosfera de
plantas hidrófitas, lo cual supone que no deban
ser patógenas, hay que corroborarlo a través
de las técnicas de identificación existentes.
Este aspecto es muy importante dentro de la
investigación con microorganismos para ser
propuestos como agentes biorremediantes,
pues el objetivo de su aplicación es disminuir
el riesgo ambiental de determinados contaminantes
y no implicar una mayor fuente de
contaminación.
Conclusiones
Los aislados bacterianos rizosféricos obtenidos
presentaron multirresistencia a varios

Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
de los metales estudiados y muchos de
ellos presentaron además la propiedad de
remover los cationes metálicos de soluciones
acuosas simuladas; estos últimos constituyen
agentes biorremediantes potenciales de aguas
contaminadas con metales pesados. A pesar de
que este estudio se realizó en laboratorio, tiene
posibilidades de aplicación, pues las bacterias
estudiadas pudieran ser incorporadas en
tecnologías para el tratamiento de aguas,
por ejemplo bioaumentando humedales
construidos, y contribuir a la remoción de
cromo, plomo y mercurio, presentes de manera
individual o conjunta en aguas residuales
industriales. Por supuesto, la aplicación
concreta de una tecnología determinada
requerirá de la elección y optimización del
sistema de tratamiento, de acuerdo con las
características de la interacción específica
cepas bacterianas-metales, lo cual será objetivo
de futuras investigaciones.
Agradecimientos
Esta investigación fue apoyada por la International
Foundation for Science, Estocolmo, Suecia, a través de un
financiamiento otorgado a la M.C. Irina Salgado Bernal
(proyecto W/4860-1). Se agradece la beca otorgada
para la estancia realizada en la UNAM, México, en la
que parte de esta investigación se realizó, al personal
académico y administrativo de los Laboratorios 301 al
303 del Conjunto E, Facultad de Química, UNAM, y al
candidato a doctor, maestro Ciro Márquez (Facultad
de Química de la UNAM) por la ayuda brindada en los
análisis de las muestras de metales.
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Recibido: 26/03/10
Aceptado: 30/01/12
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Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Salgado-Bernal et al., Interacción de aislados bacterianos rizosféricos con metales de importancia ambiental
Abstract
SALGADO-BERNAL, I., CARBALLO-VALDÉS, M.E., MARTÍNEZ-SARDIÑAS,
A., CRUZ-ARIAS, M. & DURÁN-DOMÍNGUEZ-DE-BAZÚA, M.C. Interaction of
rhizosphere bacterial isolates with environmentally significant metals. Water Technology
and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp. 83-95.
The threat of heavy metals to public health and the environment has led to the search for
technologies that enable the removal or neutralization of their toxic effects. Microorganisms
are among the most relevant new techniques. This study set out to describe the interactions of
13 rhizosphere bacterial isolates obtained from hydrophytic plants found in natural wetlands,
with 4 environmentally significant heavy metals –chromium (Cr 6+ ), lead (Pb 2+ ), cadmium
(Cd 2+ ) and mercury (Hg 2+ )– for selection of strains with the potential for water remediation.
The resistance of the isolates to the 4 metals was determined, selecting 3 concentrations and
supplementing nutrient agar with metal salts to achieve the corresponding concentrations
(chromium and lead 1.0, 2.0, 3.0 mM; cadmium 0.6, 1.2, 1.8 mM, and mercury 0.01, 0.02,
0.03 mM). Biosorption tests were conducted with mixed metal solutions and the quantity of
metal removed per biomass mass (q) was determined. All studied isolates showed resistance to
more than one metal. It was found that some strains removed metals, 4 of which were notable
for their possible joint usage to remove lead, chromium and mercury. The results obtained are
significant since the metal concentrations studied are above the maximum allowable limits for
water, according to Cuban Standard NC 27-1999 and other international standards. Therefore,
the strains that demonstrated resistance and removal may be promising bioremediation agents
for removing pollutants from water.
95
Keywords: bacteria, interaction, heavy metals, resistance, removal, water treatment.
Dirección institucional de los autores
M.C. Irina Salgado Bernal
Universidad de La Habana
Departamento de Microbiología y Virología
Laboratorio de Ecosistemas Acuáticos
Calle 25 núm. 455 entre J e I, Vedado, 10400
La Habana, Cuba
Teléfono: +53 (7) 8329 241
Fax: +53 (7) 8321 321
irina@fbio.uh.cu
irina.salgado@yahoo.com.mx
Dra. María Elena Carballo Valdés
Universidad de La Habana
Departamento de Microbiología y Virología
Laboratorio de Ecosistemas Acuáticos
Calle 25 núm. 455 entre J e I, Vedado, 10400
La Habana, Cuba
Teléfono: +53 (7) 8329 241
Fax: +53 (7) 8321 321
mecarballo@fbio.uh.cu
M.C. Armando Martínez Sardiñas
Universidad de La Habana
Departamento de Microbiología y Virología
Laboratorio de Ecosistemas Acuáticos
Calle 25 núm. 455 entre J e I, Vedado, 10400
La Habana, Cuba
Teléfono: +53 (7) 8329 241
Fax: +53 (7) 8321 321
armando@fbio.uh.cu
Dr. Mario Cruz Arias
Universidad de La Habana
Departamento de Microbiología y Virología
Laboratorio de Ecosistemas Acuáticos
Calle 25 núm. 455 entre J e I. Vedado. 10400
La Habana, Cuba
Teléfono: +53 (7) 8329 241
Fax: +53 (7) 8321 321
mcruz@fbio.uh.cu
Dra. María del Carmen Durán Domínguez de Bazúa
Universidad Nacional Autónoma de México
Facultad de Química
Paseo de la Investigación Científica s/n
Conjunto E. Laboratorios 301 al 303
Primer piso
Ciudad Universitaria, Delegación Coyoacán
04510 México, D.F., México
Teléfono: +52 (55) 5622 5300 al 04
Fax: +52 (55) 5622 5303
mcduran@servidor.unam.mx
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Imagen de microscopio, desarrollo de cepas.
Imagen proporcionada por Irina Salgado-Bernal.

Operación de tres presas hidroeléctricas
usando curvas guía y programación
dinámica estocástica
• Maritza L. Arganis-Juárez • Rosalva Mendoza-Ramírez •
• Ramón Domínguez-Mora •
Universidad Nacional Autónoma de México
Resumen
La programación dinámica (PD) fue desarrollada por Richard E. Bellman en
la década de los cincuenta (Bellman, 1957). Es una herramienta matemática que
ha sido utilizada en campos tan diversos como ingeniería, inteligencia artificial,
economía, etcétera (Dormido et al., 2002). El campo de la planificación de recursos
hidráulicos no ha sido la excepción y se reportan aplicaciones con buenos resultados
en diversos países. Tiene como limitante un alto costo computacional; necesita de
grandes recursos tanto de tiempo como de memoria y la demanda de ellos crece
exponencialmente, al incrementar el número de variables de estado. En este trabajo
se presenta la forma en que se organizó un programa de cálculo para contender
con este problema y obtener las políticas de operación óptima de un sistema de tres
presas que operan en cascada, variando condiciones de penalización por déficit,
derrame o por exceder las curvas guía (que son los niveles de almacenamiento que
se desea no sean rebasados durante la operación para la seguridad del sistema y
que establece la Comisión Nacional del Agua). Las políticas obtenidas se simularon
usando tanto el registro histórico como registros sintéticos para probar su bondad
en el funcionamiento del sistema.
97
Palabras clave: programación dinámica, operación en cascada, políticas de
operación, curvas guía.
Introducción
La PD es una metodología matemática orientada
a la solución de problemas en los que se
deben tomar decisiones en un horizonte de
planeación de N etapas sucesivas, teniendo
como objetivo maximizar o minimizar el costo
de esas decisiones (Ramos, 2010). Ha probado
ser un método eficiente para determinar
políticas óptimas de operación de sistemas de
presas hidroeléctricas, en las que se concilia el
propósito de maximizar la energía generada con
el de minimizar las posibilidades de derrames
o de déficit en el sistema. Así, en México se ha
aplicado a los sistemas de presas del río Grijalva
(Domínguez y Mendoza, 2000; Domínguez
et al., 2001a; Arganis, 2004; Domínguez et al.,
2006; Arganis y Domínguez, 2008; Domínguez y
Arganis, 2009; Arganis et al., 2009), del río Fuerte
(Domínguez et al., 2007), etcétera, y en países
como Chile (Cámac et al., 1995), España (Ramos,
2010; Estalrich et al., 2000), Perú (CESEL, S.A.,
2008), Colombia (Bedoya y Herrera, 2005), Brasil
(Macedo y Franco, 2002), entre otros, se reportan
aplicaciones exitosas de la PD a diversos sistemas
hidroeléctricos. Sin embargo, se considera
que la aplicación del método está limitada por
lo que ha dado en llamarse “la maldición del
número de estados”, debido a que al crecer este
número también lo hace el número de variables
de decisión, el de barras del histograma de
probabilidades de ingreso, etcétera, de tal
forma que el número de cálculos se incrementa
en una proporción exponencial. Para salvar
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 97-114

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
98
esta limitante se han desarrollado diversas
variantes de la PD, tales como la dinámica
incremental (ID) (Larson, 1968), la estocástica
(Bertsekas, 1976) y la discreta diferencial (DD)
(Jacobson y Maine, 1970; Heidari et al., 1971);
cabe destacar que la DD es una generalización
de la ID (Nopmongcol y Askew, 1976), y ambas
requieren que la función objetivo cumpla con
ser diferenciable y las restricciones impuestas
deben ser lineales.
En este trabajo se analiza un sistema de tres
presas que funcionan en cascada; se requiere
determinar políticas de operación que hagan
óptimo su funcionamiento y se eligió la técnica
de la programación dinámica en su versión
estocástica para ello. El algoritmo se organizó
de tal forma que se concilie la limitante del uso
y demanda de los recursos computacionales.
Una restricción adicional impuesta a las
políticas que aquí se determinaron fue considerar
que se debe reducir a un mínimo la
probabilidad de que el almacenamiento en las
presas del sistema supere el correspondiente a
una curva denominada “curva guía”.
Para comprobar la bondad de las políticas
obtenidas, además de la simulación de su funcionamiento
con el registro histórico y con
registros sintéticos, se compararon los resultados
que se obtienen con dos posibles
volúmenes de discretización, a fin de verificar
si la solución ya no mejora al reducirlo.
Objetivo
Desarrollar un algoritmo que permita obtener
y comparar el comportamiento de distintas
políticas de operación quincenal obtenidas
utilizando la programación dinámica en su
versión estocástica para el sistema de embalses
del río Santiago, compuesto por tres presas
que operan en cascada: La Yesca, El Cajón y
Aguamilpa, considerando tanto las necesidades
asociadas a la generación de energía como las
correspondientes al control de inundaciones.
Figura 1. Sistema de presas del río Santiago (Jalisco y Nayarit).

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Figura 2. Perfil de las presas hidroeléctricas del río Santiago (Jalisco y Nayarit).
Elaborar escenarios considerando diversas
opciones de curva guía para los niveles en
dichas presas.
Metodología
Ubicación del sitio
El río Santiago se localiza en el occidente de la
república mexicana. Nace en el lago de Chapala,
en el estado de Jalisco, a una altitud de 1 500
msnm, y sigue su trayecto por los estados de
Jalisco y Nayarit. A lo largo de este río se han
construido presas, cuyo principal propósito es
la generación de energía eléctrica. El sistema
está formado por las presas Santa Rosa, La
Yesca (actualmente en construcción), El Cajón
y Aguamilpa. En la figura 1 se ilustra una vista
en planta de la forma en que están dispuestas
estas presas y en la figura 2 un perfil.
En los cuadros 1 a 3 se presentan algunas
de las características físicas más relevantes de
las presas.
Programación dinámica estocástica
La determinación de las políticas de operación
de un sistema de presas que opera en cascada
es complicada; está ligada con procesos de
Cuadro 1. Características físicas de la presa La Yesca.
Dato Unidad Cantidad
Volumen aproximado m 3 12 300 000
Embalse
Elevación del NAMINO msnm 518
Elevación del NAMO msnm 575
Elevación del NAME msnm 578
Capacidad útil x 10 6 m 3 1 392
Elevación de la corona msnm 579
Obras de generación
Turbinas
Número y tipo de unidades Francis 2
Unidad de generación MW 375
Gasto de diseño por unidad m 3 /s 153.6
Generación media anual GWh 1 210
Elevación de desfogue m 390
decisión secuencial que hacen necesario el uso
de algoritmos de optimización para resolver
el problema. El planteamiento de la función
objetivo es trascendental, ya que debe conciliar,
por una parte, los máximos beneficios por
generación, y por la otra, establecer las penalizaciones
por posibles condiciones de derrame
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
99

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Cuadro 2. Características físicas de la presa El Cajón.
Dato Unidad Cantidad
Embalse
NAME msnm 394
NAMO msnm 391
NAMINO msnm 346
Capacidad útil x 10 6 m 3 1 335.32
Capacidad de control de avenidas x 10 6 m 3 110.97
Obra de generación
100
Obra de toma
Tipo rampa
Número de tomas 2
Nivel medio de desfogue msnm 221.24
Turbinas
Número de turbinas 2
Tipo
Francis, eje vertical
Potencia nominal de la turbina a carga neta de
diseño
MW
375.00 MW
Carga neta de diseño m 156.54 m
Gasto de diseño por unidad m 3 /s 259.70 m 3 /s
Cuadro 3. Características físicas de la presa Aguamilpa.
Dato Unidad Cantidad
Embalse
NAME msnm 232
NAMO msnm 220
NAMINO msnm 190
Capacidad útil x 10 6 m 3 2 629
Capacidad de control de avenidas x 10 6 m 3 1 418
Capacidad muerta x 10 6 m 3 2 827
Obra de generación
Obra de toma
Número de tomas 3
Factor de planta % 19.46
Desfogue
Nivel medio de desfogue msnm 66.29
Nivel máximo de desfogue
(tres unidades a carga máxima)
msnm 69
Turbinas
Número de turbinas 3
Tipo
Francis, vertical
Potencia nominal de la turbina MW 320
Carga neta de diseño m 145.1
Gasto de diseño por unidad m 3 /s 240

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
o de déficit en el sistema. De manera adicional
se debe considerar la naturaleza aleatoria
de los volúmenes de ingreso a los embalses,
incluyendo el grado de autocorrelación y de
correlaciones cruzadas existentes en ellos.
En este estudio se dividió el año en N
etapas; se consideraron los tres embalses divididos
en cierto número de estados, NS,
dependiendo de la capacidad útil de cada uno
y proponiendo un incremento de volumen
ΔV para hacer la discretización del problema.
Las variables de decisión o control son las
extracciones, k, las cuales pueden tomar, para
cada etapa, desde un valor mínimo hasta un
valor máximo, dependiendo del volumen
máximo turbinable en cada embalse; las
variables aleatorias son los escurrimientos
por cuenca propia, x, a las que se definió
por medio de sus funciones de densidad
de probabilidad, para obtener el beneficio
esperado, que forma a la función objetivo del
problema; las restricciones en el modelo están
dadas por la ecuación de continuidad: j = i +
x - k; con los estados 1 ≤ i ≤ NS, las entradas 1 ≤
x ≤ nx; las extracciones: kmín ≤ k ≤ kmáx.
La función objetivo que se propuso consiste
en la maximización del valor esperado
del beneficio por generación, imponiendo
penalizaciones en el caso de déficit, de derrame
o bien de rebase de la curva guía
propuesta para cada presa, quedando la
siguiente expresión:
FO = Máx E(
NP
ii=1
(EG ii
C derrii
Derr ii
C defii
Def ii
C cgii
)
(1)
Siendo FO la función objetivo; NP, el número
de presas (tres en este caso); ii, el subíndice
para indicar la presa (ii = 1 es La Yesca; ii = 2, El
Cajón; ii = 3, Aguamilpa); E(), el valor esperado;
EG, la energía generada en cada presa; C derr
,
C def
y C cg
, los valores para los coeficientes de
penalización por derrame, déficit y rebase de
la curva guía en cada presa, respectivamente;
Derr, la magnitud del derrame, y Def, la del
déficit.
Desarrollo del algoritmo y forma propuesta
para resolverlo
La política óptima se obtiene usando las
siguientes ecuaciones recursivas del método de
la PD en su versión estocástica:
NS 3
NS 1 NS 2
k
B 1 ,k 2 ,k 3 *
n
(i 1
,i 2
,i 3
) = A bpar + B n+1
( j 1
, j 2
, j 3
)
siendo:
j 1 =1 j 2 =1 j 3 =1
( )
1 = La Yesca; 2 = El Cajón; 3 = Aguamilpa
A = q n,k1
(i 1
,j 1
)q n,k2
(i 2
,j 2
)q n,k3
(i 3
,j 3
)
bpar = b n,k1
(i 1
,j 1
)+ b n,k1 ,k 2
(i 1
,j 1
,i 2
,j 2
)
+ b n,k1 ,k 2 ,k 3
(i 1
,j 1
,i 2
,j 2
,i 3
,j 3
) (2)
y:
B * k
n
(i 1
,i 2
,i 3
) = máx k1 ,k 2 ,k
B , ,k 2 ,k
3
{
3
n
(i 1
,i 2
,i 3
)} (3)
Donde 1, 2 o 3 es el subíndice que
identifica la presa (La Yesca (1), El Cajón
(2) o Aguamilpa (3)); A, el producto de las
probabilidades de transición, q n,ki
(i i
j i
) i = 1, 3
en la etapa n, dadas las extracciones k 1
, k 2
, k 3
,
y los estados iniciales, i, y finales, j, de cada
presa; bpar, la suma del beneficio en la etapa,
n, dados los estados inicial, i 1
, i 2
, i 3
, y final j 1
,
j 2
, j 3
y sus respectivas extracciones k 1
, k 2
, k 3
;
k 1 , k2,
k
B
3
n ( i1,
i2,
i 3)
, el beneficio esperado hasta
la etapa n en cada uno de los estados i 1
, i 2
, i 3
,
dadas las extracciones k 1
, k 2
, k 3
; B n+1 * ( j1,
j2,
j3)
,
el valor esperado óptimo correspondiente a la
extracción óptima k* en la etapa n + 1.
Para minimizar el número de cálculos, la
ecuación (2) se reorganizó como:
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
101

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
102
B n
k 1 ,k 2 ,k 3
= n,k1 ,k 2 ,k 3
(i 1
,i 2
,i 3
)
NS 1 NS 2 NS 3
+ q n,kl
(i 1
, j 1
)q n,k2
(i 2
, j 2
)q n,k3
(i 3
, j 3
)
j 1 =1 j 2 =1 j 3 =1
*
B n+1
( j 1
, j 2
, j 3
)
(4)
donde:
NS 1
n,k 1 ,k 2 ,k
(i
3 1
,i 2
,i 3
) = q n,k1
(i 1
, j 1
)b n,k1
(i 1
, j 1
)
j 1 =1
NS 2
+ q n,k2
(i 2
, j 2
)b n,k1 ,k
(i
2 1
, j 1
,i 2
, j 2
)
j 2 =1
, j 3
)b n,k1 ,k ,k
(i 1
, j 1
,i 2
, j 2
,i 3
, j 3
) + q n,k3
(i 3
NS 3
(5)
j 3 =1
2 3
Para resolver las ecuaciones (3), (4) y (5), el
algoritmo de optimización se dividió en dos
partes, para evitar realizar cálculos repetitivos;
en la primera sólo se calcula el valor esperado
del beneficio para cada etapa usando la
ecuación (5), que se repite de un año a otro, y
que considera a la función objetivo. Luego, en
la segunda parte, se supone un valor grande
N (que puede corresponder a la vida útil del
sistema); el proceso de cálculo inicia hacia atrás,
esto es, con la última etapa del año, y en ella
se suponen los beneficios máximos B* iguales
a cero. Se aplica la ecuación (4) hasta que la
diferencia entre la suma de los incrementos
de los beneficios entre dos años consecutivos
cumpla con una tolerancia dada que, para fines
de garantizar convergencia de la solución, se
supondrá pequeña (10 -5 en este caso). Una vez
que el proceso converge, se guarda para cada
presa y para cada etapa la extracción óptima k*
y el beneficio total máximo B*.
Datos de entrada
Se propuso inicialmente un ΔV = 200 millones
de m 3 , con lo que la capacidad útil de cada presa
quedó dividida en ocho estados para La Yesca,
siete para El Cajón y 13 para Aguamilpa. Y en
un intento por hacer más fina la discretización
del volumen útil, se consideró un ∆V = 150
millones de m 3 , lo que resultó en 10, 9 y 18
estados para La Yesca, El Cajón y Aguamilpa,
respectivamente.
El año se consideró dividido en ocho etapas
agrupadas en los siguientes meses: etapa uno:
noviembre; etapa dos: octubre; etapa tres:
septiembre; etapa cuatro: agosto; etapa cinco:
julio; etapa seis: junio; etapa siete: febreromarzo-abril-mayo;
etapa ocho: diciembreenero.
Se determinó la probabilidad de los
volúmenes ingreso para cada una de las
etapas, a partir de los valores históricos
registrados en el periodo común de 1981
a 2008. Para las curvas guía de El Cajón y
Aguamilpa se utilizaron las elevaciones
máximas históricas quincenales. Para La
Yesca se propuso una curva guía similar a la
de El Cajón, aumentándole un estado, pero
sin sobrepasar su nivel de aguas máximo
extraordinario (NAME). Las figuras 3, 4 y 5
muestran la curva guía para cada presa.
La curva elevaciones capacidades de cada
presa, considerando volúmenes a cada ΔV y
la elevación con origen en el nivel de aguas
mínimo ordinario (NAMINO), se representó
como una ecuación polinomial de segundo
orden. Así se tiene que:
Para la Yesca:
h = −9E-06V 2 + 0.0529V + 0.2668 (6)
Para El Cajón:
h = −7E-06V 2 + 0.0434V + 0.2391 (7)
Para Aguamilpa:
h = −7E-07V 2 + 0.0135V + 0.2546 (8)
Durante el proceso de optimización se
consideraron diversos valores para penalizar
los eventos no deseados en el sistema, que son

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
103
Figura 3. Curva guía para La Yesca.
Figura 4. Curva guía para El Cajón.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Figura 5. Curva guía para Aguamilpa.
104
presencia de derrames, de déficits y de rebases
de las curvas guía. Se hicieron varios ensayos,
para cada uno de ellos se obtenía la política
y con ella se simulaba el funcionamiento del
sistema.
Para las simulaciones se consideraron los
volúmenes quincenales de escurrimiento
por cuenca propia de las presas La Yesca,
El Cajón y Aguamilpa (en los cuadros 4a y
4b se presentan, a manera de resumen, los
volúmenes mensuales de ingreso considerados
para cada presa). Además, para
calcular el volumen de evaporación, se
utilizó el promedio mensual de los valores
de la lámina de evaporación neta (cuadro
5). También se consideran datos físicos de
las presas, como capacidad útil, capacidad
muerta, capacidad total, nivel de desfogue,
elevación al NAMINO, volumen máximo
turbinable, factor de eficiencia, curvas
elevaciones-capacidades-áreas, etcétera.
Para simular el sistema con un registro
mayor que el histórico se generaron diez series
sintéticas de cien años cada una, usando el
método de Svanidze modificado (Svanidze,
1980; Domínguez et al., 2001b; Domínguez et
al., 2002).
Resultados y discusión
Se hicieron diversas combinaciones de valores
de coeficientes de penalización para los casos
de déficit, derrame y rebase de la curva guía
para los dos valores de discretización del
volumen útil considerados. Para castigar el
derrame se consideraron valores de 10 000
y de 100 000; para el déficit, de 100, 1 000 y
10 000, y para el rebase de la curva guía, de
1 000. Se hicieron combinaciones de estos
valores y con cada política que se obtuvo
se simuló el funcionamiento en forma
quincenal del sistema. Al analizar el conjunto
de resultados obtenidos se seleccionaron
las políticas que mejor desempeño tuvieron
(maximizar generación de energía y minimizar
los derrames, déficits y rebases de la curva
guía). En el cuadro 6 se muestra un resumen de
los resultados que se obtuvieron al simularlas
usando el registro histórico.
De un total de 21 políticas analizadas, las de
mejor desempeño resultaron la 4, 12, 20 y 21;

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Cuadro 4a. Ingresos mensuales por cuenca propia en millones de m 3 , La Yesca.
Año Enero Feb. Marzo Abril Mayo Junio Julio Ago. Sep. Oct. Nov. Dic. Total
1981 60.27 50.99 55.64 56.69 82.23 198.46 931.66 500.21 434.70 120.57 103.03 135.60 2 730.04
1982 67.71 50.33 46.44 58.87 64.03 65.57 508.73 366.77 130.33 75.64 57.91 54.83 1 547.16
1983 36.843 22.432 17.415 14.257 20.312 297.98 1 006.843 926.713 391.307 82.416 41.489 14.31 2 872.32
1984 69.87 43.67 47.40 45.82 34.09 309.19 1 195.98 1 107.52 596.75 138.27 76.36 76.40 3 741.31
1985 80.85 69.36 99.91 85.86 70.43 208.80 554.91 760.25 336.98 188.28 113.96 96.38 2 665.98
1986 76.56 60.94 64.36 88.81 119.92 243.34 906.56 380.48 501.21 343.65 156.68 119.53 3 062.02
1987 166.85 171.10 187.21 146.10 126.30 145.73 399.89 620.44 634.35 399.17 184.61 188.96 3 370.72
1988 163.46 137.75 173.62 150.39 156.61 157.85 737.43 1 625.02 578.61 164.24 98.59 89.24 4 232.81
1989 163.09 81.27 64.74 51.11 40.91 49.74 173.07 436.12 296.26 76.82 65.91 68.19 1 567.21
1990 126.44 112.23 81.14 77.20 81.36 155.99 572.75 2 631.54 1 025.06 443.06 154.70 69.40 5 530.85
1991 73.91 43.17 62.76 68.07 52.89 108.28 4 497.60 790.97 803.19 220.75 78.62 81.92 6 882.13
1992 2 298.80 598.21 135.50 136.87 126.01 120.71 204.73 430.94 319.59 586.88 129.39 473.85 5 561.48
1993 99.30 79.61 92.16 74.26 75.14 182.16 785.14 266.42 479.03 161.71 105.98 64.16 2 465.05
105
1994 64.77 54.01 78.74 139.83 108.34 186.48 180.32 238.63 466.72 163.01 96.34 89.52 1 866.71
1995 61.13 58.79 89.95 82.17 67.68 209.58 643.24 1 306.44 792.58 195.70 120.66 96.02 3 723.93
1996 58.73 49.08 52.07 40.23 119.41 144.25 257.27 268.14 618.41 537.59 82.99 72.13 2 300.32
1997 73.35 65.89 96.25 121.38 98.50 155.64 314.57 211.45 226.72 93.42 82.17 82.09 1 621.43
1998 83.39 83.05 68.59 33.21 48.37 127.59 241.47 467.04 822.25 620.71 122.42 109.87 2 827.95
1999 74.388 59.419 62.534 97.226 99.239 158.133 444.058 375.939 439.565 143.720 80.960 78.280 2 113.461
2000 81.42 78.18 67.50 32.60 49.13 244.84 171.76 230.53 196.63 128.18 65.09 58.42 1 404.27
2001 64.49 20.65 55.23 52.38 50.02 118.07 561.01 436.32 550.67 72.49 54.23 46.50 2 082.06
2002 62.12 53.43 43.14 34.81 52.34 93.73 527.91 452.51 406.36 243.05 138.57 68.85 2 176.82
2003 70.15 57.61 51.83 39.60 48.11 204.98 668.12 1 262.24 1 773.77 396.76 98.38 60.52 4 732.06
2004 90.34 47.89 26.35 14.83 18.40 451.62 385.29 481.77 1 726.51 589.85 102.91 85.25 4 021.01
2005 75.59 70.97 56.43 38.25 29.05 54.12 279.37 438.27 379.99 140.29 173.23 71.17 1 806.73
2006 58.95 55.93 57.12 50.38 54.71 121.79 229.17 659.10 337.82 337.99 91.01 77.93 2 131.90
2007 50.82 28.79 38.36 29.37 45.47 225.07 931.26 1 129.77 444.23 118.92 65.01 50.93 3 158.00
2008 85.72 24.16 144.33 44.82 32.79 188.66 1 327.83 1 723.10 2 292.09 219.87 78.23 59.62 6 221.22
Media 162.12 83.18 75.60 68.05 70.42 176.01 701.35 733.02 642.92 250.11 100.69 94.28 3 157.75
Desv.
est.
Coef.
asim.
420.05 106.11 40.89 39.85 36.40 84.67 810.16 562.94 503.75 172.89 36.36 80.86 1 489.51
5.24 4.55 1.39 0.84 0.66 1.26 4.05 1.81 2.11 1.00 0.69 4.12 1.04
rj + 1, j 0.9685 0.4819 0.7605 0.8483 -0.2297 0.0123 0.2136 0.5083 0.4025 0.4699 0.3987 -0.0109
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Cuadro 4b. Ingresos mensuales por cuenca propia en millones de m 3 , Aguamilpa.
Año Enero Feb. Marzo Abril Mayo Junio Julio Ago. Sep. Oct. Nov. Dic. Total
1981 42.31 16.87 11.69 9.89 5.72 105.03 985.23 560.41 658.23 135.57 25.40 24.93 2 581.28
1982 15.72 10.30 8.19 5.60 4.95 32.17 468.51 318.43 97.92 124.27 103.07 181.16 1 370.29
1983 249.65 40.54 46.09 10.23 32.69 57.35 511.83 1 059.15 888.76 155.90 61.58 24.80 3 138.57
1984 44.98 65.37 12.13 8.14 11.52 218.42 1 380.50 1 032.11 322.20 101.60 35.96 25.95 3 258.87
1985 362.42 34.93 16.70 9.75 6.78 246.36 333.05 843.31 302.23 124.02 30.61 50.17 2 360.34
1986 6.91 10.66 1.09 0.45 1.42 134.47 428.90 437.39 504.96 239.66 0.10 0.16 1 766.17
1987 720.69 172.86 85.26 19.41 14.67 47.05 512.97 841.12 485.91 202.86 6.62 39.38 3 148.81
1988 21.86 12.87 10.48 8.61 5.65 155.71 575.09 1 356.73 342.80 79.12 16.25 17.77 2 602.95
1989 14.14 9.93 7.39 5.89 4.60 9.27 237.92 612.67 371.14 62.84 54.72 51.23 1 441.74
1990 17.13 60.75 11.46 5.59 8.39 104.36 799.58 2 798.45 1 039.36 365.03 51.49 17.23 5 278.83
1991 14.01 10.60 7.46 5.29 3.80 44.32 2 016.66 739.05 1 201.08 270.12 79.26 98.49 4 490.14
1992 2 339.83 385.21 86.64 21.24 0.65 30.08 251.98 413.70 300.61 0.67 57.01 0.11 3 887.73
106
1993 0.50 1.60 0.90 0.98 1.56 0.19 407.56 213.52 804.65 84.88 54.27 6.57 1 577.18
1994 28.43 11.89 30.46 0.65 6.26 60.42 107.38 389.37 340.68 352.68 27.60 11.08 1 366.91
1995 36.15 18.42 40.51 7.54 19.68 78.19 2 819.99 1 694.36 1 057.45 147.20 53.76 9.49 5 982.74
1996 36.43 39.09 12.69 27.56 43.89 178.80 418.18 735.35 1 014.03 1 135.40 71.65 25.57 3 738.65
1997 109.89 65.12 53.79 61.91 68.54 221.92 550.52 503.70 497.97 139.51 117.72 26.24 2 416.82
1998 28.16 23.42 21.27 18.66 58.36 72.29 416.17 824.96 994.02 502.88 48.91 21.16 3 030.24
1999 11.03 13.11 4.55 8.92 32.16 175.19 902.44 624.41 1 090.22 130.35 10.84 12.19 3 015.41
2000 16.81 5.73 5.46 5.12 5.63 220.30 233.41 279.24 153.35 79.29 19.68 16.42 1 040.45
2001 15.90 4.88 4.82 5.18 5.40 54.80 376.00 463.71 420.20 8.36 15.83 16.83 1 391.91
2002 8.81 32.78 27.82 0.13 7.37 102.21 718.76 1 085.43 670.89 405.38 79.56 18.75 3 157.88
2003 78.23 7.03 6.61 7.75 3.39 115.49 636.28 1 636.68 397.72 435.09 57.41 14.17 3 395.85
2004 79.69 9.82 0.38 8.95 57.50 400.87 570.37 1 180.83 2 698.27 338.06 57.35 37.99 5 440.09
2005 43.48 113.03 0.30 0.65 17.39 20.26 503.08 918.47 516.40 139.32 36.78 26.24 2 335.39
2006 8.24 43.00 7.01 16.83 8.43 75.18 148.91 359.18 252.03 212.35 36.78 26.24 1 194.18
2007 22.51 12.90 12.69 4.38 179.97 114.55 534.67 572.14 468.49 85.87 36.78 26.24 2 071.20
2008 78.23 16.31 12.69 8.95 15.37 132.26 860.25 1 395.83 613.26 126.61 22.06 55.94 3 337.75
Media 159.01 44.61 19.52 10.51 22.56 114.55 668.08 853.20 660.89 220.89 45.32 31.52 2 850.7
Desv.
est.
Coef.
asim.
452.29 76.39 23.22 12.10 36.17 89.09 574.62 555.11 505.79 221.66 28.19 35.41 1 315.9
4.53 3.70 1.94 3.09 3.37 1.34 2.55 1.78 2.54 2.81 0.70 3.19 0.74
rj + 1, j 0.9375 0.7443 0.4912 0.2574 0.2472 -0.0009 0.4089 0.3256 0.3369 0.2522 0.4386 0.3896

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Cuadro 5. Evaporación mensual neta (mm).
Presa Ene. Feb. Mar. Abr. May. Jun. Jul. Agos. Sept. Oct. Nov. Dic.
La Yesca 69.59 104.71 179.03 211.42 223.49 31.27 -133.32 -96.67 -49.58 48.85 68.79 50.804
El Cajón 69 95 143 170 191 37 -125 -103 -55 43 83 54
Aguamilpa 23.5 63.1 97.4 115.6 115 -40.6 -269.1 -221.1 -154.6 0.1 33.2 24.3
Cuadro 6. Resumen de la simulación conjunta del registro histórico.
Sistema hidroeléctrico del río Santiago. Periodo: 1981-2008.
Política
Energía promedio anual GWh
Energía
total
Derrame, 10 6 m 3 Déficit, 10 6 de m 3
La Yesca El Cajón Aguamilpa GWh La Yesca El Cajón Aguamilpa Total La Yesca El Cajón Aguamilpa Total
4 1 145.5 1 101.6 2 020.8 4 267.9 5 442.0 2 222.1 4 297.7 11 961.8 300.5 0.0 62.3 362.8
9 1 064.2 1 116.7 2 002.8 4 183.7 3 871.0 2 035.3 2 295.9 8 202.1 17 066.9 1 391.4 788.4 19 246.7
12 1 136.4 1 143.1 2 045.0 4 324.6 5 170.6 2 464.9 5 528.7 13 164.3 38.2 0.0 0.0 38.2
Limitando la curva guía
20 1 129.2 1 084.1 2 007.1 4 220.4 5 032.2 2 309.2 4 472.2 11 813.5 965.7 374.6 140.1 1 480.3
21 1 136.4 1 143.1 2 045.0 4 324.6 5 170.6 2 464.9 5 528.7 13 164.3 38.2 0.0 0.0 38.2
107
Cuadro 7. Coeficientes de penalización considerados para cada presa.
Coef. derrame Coef. déficit Coef. rebase curva guía
Presa Política Política Política
4 9 4 9 4 9
1 10 000 100 000 10 000 1 000 1 000 1 000
2 10 000 100 000 100 100 1 000 1 000
3 10 000 100 000 100 100 1 000 1 000
en todas ellas, los coeficientes de penalización
fueron los mostrados en el cuadro 7 para la
política 4.
Se incluyó también en el cuadro 6 la política
9, que resulta al imponer las penalizaciones
indicadas en el cuadro 7, para mostrar
cómo cambian los resultados al modificar las
penalizaciones. Así, al comparar los resultados
de las políticas 4 y 9, se observa que al aumentar
la penalización por derrame y disminuir la de
déficit en la presa 1, y aumentar la de derrame
en las presas 2 y 3, la energía total generada
disminuye muy ligeramente, mientras que el
derrame total en el sistema disminuye un 30%,
pero el déficit se incrementa exageradamente, a
niveles que la CFE consideró inaceptables, por
lo que la política 9 se descartó para los análisis
posteriores.
Las políticas 4 y 9 se determinaron usando
una discretización de la capacidad útil de las
presas de 200 millones de m 3 y la 12 con un
ΔV de 150 millones de m 3 . Las políticas 20 y 21
corresponden a las discretizaciones de la 4 y la
12, respectivamente, pero en ambas se limitó la
curva guía de la presa Aguamilpa de manera
que no sobrepasara su NAMO en ninguna
quincena.
De acuerdo con los resultados del cuadro 6,
la reducción en el tamaño de la discretización
no conduce a cambios cualitativos en los
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
108
resultados. Con la política 4 se presenta un
derrame total cercano a los 12 000 millones
de m 3 , mientras que con la 12 resultan poco
más de 13 000 millones de m 3 ; en cambio, con
la política 4, se presenta un déficit mayor que
con la 12. De aquí se puede concluir que si lo
que se pretende es controlar déficits pagando
con presencia de derrames, la política 12 es
mejor que la 4; sin embargo, si es lo contrario,
la política 4 derrama mil millones menos que
la 12, aunque no puede evitar que las presas
de La Yesca y Aguamilpa lleguen a su nivel
mínimo y presenten déficit.
Al limitar la curva guía de la presa Aguamilpa
con el NAMO, se observan cambios
en la política 20 (respecto a la 4); como era
de esperarse, la política 20 controla mejor
los derrames, pero paga el precio con un
incremento en el déficit en las tres presas. La
política 21 se mantiene sin cambio respecto a
la 12. Se podría decir con esto que el limitar la
curva guía de la presa Aguamilpa no representa
un cambio significativo en los resultados;
sin embargo, el hecho de que se limite la curva
guía al nivel del NAMO es más congruente con
las condiciones del diseño original del embalse
y hace más seguro el funcionamiento de la obra
de excedencias.
Respecto a la generación de energía promedio
anual, con objeto de tener un parámetro
cualitativo de comparación, se utilizó la
estimación reportada por la CFE (CFE, 2010),
que para El Cajón es de 1 228 GWh, mientras
que las simulaciones con las políticas 4 y 12
reportan 1 102 y 1 143 GWh, respectivamente;
es decir, que se tiene una diferencia de 126 GWh
con la política 4, la que se reduce a 85 GWh con
la política 12. Para la presa de Aguamilpa, la
generación media anual estimada por la CFE
es de 2 133 GWh y los resultados que alcanzan
las dos mejores políticas (la 4 y la 12) es de 2 021
y 2 045 GWh, lo que da una diferencia de 112 y
88 GWh, respectivamente. La comparación con
las estimaciones de la CFE es sólo cualitativa
debido a que en la referencia utilizada no
se indican los datos de escurrimiento y
evaporación ni la eficiencia de generación que
utilizaron.
Usando el registro histórico (28 años) para
simular el sistema, en la figura 6 se muestra
que con la política 20, en La Yesca casi cada
cinco años ocurren derrames, cada nueve años
en El Cajón y casi cada seis años en Aguamilpa.
La política 21 disminuye la frecuencia de
derrames en la primera presa a casi cada seis
años; la mantiene igual en El Cajón (casi cada
nueve años), y en Aguamilpa la incrementa un
poco, casi cada cinco años. De la misma figura
6 se tiene que la ocurrencia de déficit para la
política 20 es de cada nueve años para La Yesca,
no se presentan en El Cajón y ocurren cada 28
años en Aguamilpa. La política 21 logra que
en El Cajón y Aguamilpa no se tengan déficits,
y que cada 28 años se presente el evento en
La Yesca. Los rebases de la curva guía para la
política 20 se presentan en promedio casi cada
cinco años en La Yesca y cada 3.5 y 4 años
en El Cajón y Aguamilpa, respectivamente.
Con la política 21, La Yesca se mantiene sin
cambio, pero El Cajón y Aguamilpa presentan
ahora prácticamente cada dos años rebase de
los límites de la curva guía.
Para tener un periodo más confiable de
simulación del sistema, que aporte mayor
detalle respecto a los posibles eventos extremos
(situaciones de derrames y déficits), se
generaron diez series sintéticas de cien años
cada una, y se hizo con ellas la simulación
de las políticas 20 y 21. Al comparar los
resultados de las simulaciones con la política
20 (cuadro 8) con los de la política 21 (cuadro
9), se tendría con la primera un derrame
promedio de 35 213.5 millones de m 3 en cien
años para la suma de las tres presas, contra 39
865.2 millones de m 3 , para la política 21; esto
es, un 13% de aumento en la magnitud del
derrame. En el caso del déficit, el promedio
en el sistema sería de 10 258.3 millones de
m 3 en cien años con la política 20, contra los
1 100.1 millones de m 3 de la 21; en este caso,
el déficit disminuiría en cerca del 90%; es
decir, con la política 21 se tendría un déficit

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Figura 6. Número de años con derrames, déficits y rebases de la curva guía para las políticas 20 y 21,
usando el registro histórico.
109
Cuadro 8. Resumen de la simulación del funcionamiento del sistema con la política 20, y diez series sintéticas de
cien años cada una, río Santiago, Nayarit.
Política 20 Energía promedio anual (GWh) Derrame total, 10 6 m 3 Déficit total, 10 6 de m 3
Serie La Yesca El Cajón Aguamilpa Total La Yesca El Cajón Aguamilpa Total La Yesca El Cajón Aguamilpa Total
1 1 092.2 1 016.2 1 857.6 3 966.0 3 696.4 431.3 20 793.6 24 921.3 5 137.7 2 751.9 1 709.3 9 598.9
2 1 139.5 1 057.8 1 977.1 4 174.4 13 858.9 6 953.0 22 613.7 43 425.6 3 838.4 979.6 977.2 5 795.2
3 1 145.8 1 088.2 1 913.5 4 147.4 14 804.5 8 133.6 25 329.5 48 267.5 8 109.9 3 895.0 1 821.6 13 826.5
4 1 140.2 1 074.2 1 918.8 4 133.3 9 347.2 3 342.4 11 182.1 23 871.7 6 094.6 2 973.9 1 404.9 10 473.4
5 1 112.6 1 052.4 1 923.6 4 088.6 7 461.1 1 005.5 10 650.0 19 116.6 3 329.1 934.9 906.8 5 170.8
6 978.5 931.9 1 799.3 3 709.7 12 828.9 4 136.0 19 001.5 35 966.4 17 835.4 8 953.7 2 005.1 28 794.2
7 1 209.4 1 134.2 2 017.7 4 361.3 13 943.6 9 036.6 34 908.7 57 888.9 4 830.2 1 457.0 1 032.4 7 319.7
8 1 162.1 1 108.3 1 960.1 4 230.5 13 395.0 4 746.9 31 429.6 49 571.5 4 439.1 1 614.4 1 263.6 7 317.1
9 1 080.2 1 011.8 1 853.8 3 945.8 11 441.1 7 235.5 17 095.0 35 771.6 4 685.9 1 636.6 51.5 6 374.0
10 1 092.2 1 015.9 1 976.4 4 084.6 3 696.4 431.3 9 206.7 13 334.4 5 152.3 2 329.1 432.5 7 913.9
Promedio 1 115.3 1 049.1 1 919.8 4 084.2 10 447.3 4 545.2 20 221.0 35 213.5 6 345.2 2 752.6 1 160.5 10 258.3
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

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Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Cuadro 9. Resumen de la simulación del funcionamiento del sistema con la política 21, y diez series sintéticas de
cien años cada una, río Santiago, Nayarit.
Política 21 Energía promedio anual (GWh) Derrame total, 10 6 m 3 Déficit total, 10 6 de m 3
Serie La Yesca El Cajón Aguamilpa Total La Yesca El Cajón Aguamilpa Total La Yesca El Cajón Aguamilpa Total
1 1 102.6 1 076.9 1 903.7 4 083.1 3 991.4 1 023.6 22 248.6 27 263.7 289.7 0.0 0.0 289.7
2 1 148.9 1 129.0 2 017.0 4 294.8 14 012.3 7 750.9 25 632.1 47 395.3 292.5 0.0 0.0 292.5
3 1 153.9 1 136.6 1 956.2 4 246.8 15 223.2 10 418.1 28 269.0 53 910.3 1 976.1 0.0 0.0 1 976.1
4 1 144.8 1 129.2 1 965.6 4 239.6 9 757.8 4 372.2 13 175.1 27 305.1 1 280.1 0.0 4.7 1 284.8
5 1 119.4 1 104.5 1 961.8 4 185.6 8 054.1 3 089.0 15 551.3 26 694.4 683.8 0.0 32.7 716.5
6 987.8 988.8 1 836.5 3 813.1 13 230.0 6 226.4 23 722.4 43 178.8 4 559.6 0.0 5.6 4 565.2
7 1 213.0 1 188.5 2 064.7 4 466.2 14 945.4 10 310.2 36 965.1 62 220.7 551.2 0.0 0.0 551.2
8 1 170.7 1 157.5 1 995.4 4 323.6 13 709.8 6 687.9 35 414.8 55 812.5 466.6 0.0 0.0 466.6
9 1 088.4 1 073.3 1 902.2 4 063.9 11 436.8 7 613.1 18 942.6 37 992.5 560.2 0.0 0.0 560.2
10 1 102.1 1 073.5 2 022.5 4 198.1 4 193.8 1 167.5 11 517.8 16 879.1 297.8 0.0 0.0 297.8
Promedio 1 123.2 1 105.8 1 962.6 4 191.5 10 855.4 5 865.9 23 143.9 39 865.2 1 095.8 0.0 4.3 1 100.1
110
mucho menor en el sistema. Es interesante
resaltar que estos resultados son congruentes
con los obtenidos para el registro histórico,
lo que confirma la validez de las secuencias
generadas.
Las curvas guía diseñadas se rebasan
en varias ocasiones durante la simulación
del funcionamiento del sistema con ambas
políticas. La figura 7 muestra el promedio
en los cien años de las diez series sintéticas
generadas.
Se puede apreciar que la política 20 tiene un
mejor control sobre este evento que la política
21; con la primera se rebasa la curva guía en La
Yesca cada 1.7 años, 2.6 años en El Cajón y casi
cada, 1.4 años, en Aguamilpa; mientras que
con la política 21, en La Yesca, cada 1.6 años se
rebasa la curva guía; cada 3.4 años en El Cajón,
y casi cada cinco años en Aguamilpa.
En cuanto a generación de energía, con la
política 20, las dos presas (El Cajón y Aguamilpa)
generan menos que el valor estimado por la
CFE; a la primera le falta aproximadamente un
17% y a la segunda un 11%. La política 21 tiene
un mejor desempeño respecto a la generación
de energía, pero tampoco alcanza los valores
históricos estimados por la CFE, se queda con
un faltante de 11% para El Cajón y un 8.6%
para Aguamilpa.
De acuerdo con los cuadros 6, 8 y 9, la
discretización en más estados, esto es, pasar
de un ΔV de 200 a uno de 150 millones de
m 3 , conduce a resultados más precisos, pero
cualitativamente similares; sin embargo, en
los recursos computacionales usados existen
diferencias marcadas, principalmente en
los tamaños de los arreglos —mismos que
condicionan al compilador al momento de
crear el programa ejecutable— y en el tiempo
de ejecución de los programas de cómputo
empleados, que pasó de dos minutos (120 s)
para el ΔV de 200 millones de m 3 a 10 minutos
(600 s) para la discretización más fina de 150
millones de m 3 ; es decir, que al disminuir en un
25% el tamaño de la discretización, el tiempo
de ejecución se multiplicó por cinco. Debido a
ello, no se consideró necesario usar intervalos
de discretización menores.
Conclusiones
Se logró desarrollar un algoritmo para resolver
el sistema de ecuaciones resultante de
la aplicación de la programación dinámica

Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Figura 7. Promedio de número de años en los que se rebasa las curvas guía en el sistema para las diez series sintéticas.
estocástica para un sistema de tres presas en
cascada que funcionara con éxito, a pesar
del gran número de estados que implica (el
número de estados necesarios para caracterizar
el sistema es igual al producto de los
estados correspondiente a cada presa). Con
el algoritmo desarrollado se determinaron
políticas de operación de un sistema de presas
ubicado en el río Santiago, con la propuesta de
dos incrementos de volumen (ΔV = 200 y ΔV =
150 millones de m 3 ) para dividir la capacidad
útil de las presas y considerando curvas guía
obtenidas a partir de la operación histórica.
Las políticas de operación obtenidas concilian
el objetivo de la generación de energía
con el de evitar derrames o déficit, tomando en
cuenta el efecto de las curvas guía.
En este estudio, el tiempo de cómputo
empleado no era un factor muy importante a
considerar; se le dio más peso a que el algoritmo
propuesto usara en forma óptima la estructura
misma de la programación dinámica, al dividir
el problema en subproblemas más pequeños,
resolverlos usando la recursividad y usar las
soluciones para obtener, por el mismo principio
del método, una solución óptima al problema
completo.
En el cuadro 10 se presenta el ejemplo de
la política de operación 4, para la etapa de
noviembre, en la que se indica que (por razones
de espacio, en el cuadro sólo se muestran los
primeros tres estados) si la presa uno está en
el estado 01, la presa dos está en el estado 5
(renglón 5) y la presa tres está en el estado 6
(columna 6); la política indica extraer 010201,
que significa extraer en la quincena un volumen
01 x 100 = 100 millones de m 3 de la presa La
Yesca, 02 x 100 = 200 millones de m 3 de la presa
El Cajón y 01 x 100 = 100 millones de m 3 , de la
presa Aguamilpa.
Agradecimientos
Se agradece la colaboración de Francisco Peña Delgado en
la determinación de los registros sintéticos utilizados en
este estudio.
Referencias
Recibido: 20/10/10
Aceptado: 27/03/12
ARGANIS, M.L. Operación óptima de un sistema de presas en
cascada para generación hidroeléctrica, tomando en cuenta
condiciones reales de operación y el uso de muestras sintéticas
para el pronóstico. Tesis de doctorado. México, D.F.:
Universidad Nacional Autónoma de México, 2004.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
111

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Cuadro 10. Política de operación 4 para la etapa 1, noviembre. Cada unidad corresponde a una extracción
de 100 millones de m 3 por quincena.
Etapa 1: noviembre
Presa: 1, estado: 01
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
1 010101 010102 010103 010104 010105 010106 010107 010108 010109 010101 010101 010101 010102
2 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
3 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
4 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
5 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010201 010202 010203
6 010201 010201 010201 010201 010201 010301 010301 010301 010301 010301 010302 010303 010304
7 010301 010301 010401 010401 010401 010401 010401 010401 010401 010402 010403 010404 010405
Presa: 1, estado: 02
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
1 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
2 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
112
3 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
4 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010201 010201 010201 010101 010203
5 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010302 010303 010304
6 010201 010201 010201 010201 010201 010401 010401 010401 010401 010402 010403 010404 010405
7 010301 010301 010501 010501 010501 010501 010501 010501 010502 010503 010504 010505 010506
Presa: 1, estado: 03
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
1 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
2 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
3 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
4 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010101 010102
5 010201 010201 010201 010201 010301 010301 010301 010301 010301 010301 010302 010303 010304
6 010201 010201 010201 010401 010401 010401 010401 010501 010401 010402 010403 010404 010405
7 010501 010501 010501 010501 010601 010601 010601 010501 010502 010503 010504 010606 010607
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113
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arganis-Juárez et al., Operación de tres presas hidroeléctricas usando curvas guía y programación dinámica estocástica
Abstract
ARGANIS-JUÁREZ, M.L., MENDOZA-RAMÍREZ, R. & DOMÍNGUEZ-MORA,
R. Operation of three hydroelectric dams using guide curves and stochastic dynamic
programming. Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-
September, 2012, pp. 97-114.
Dynamic Programming (DP) is an optimization procedure developed in the 1950s by
Richard Bellman (Bellman, 1957). It is a mathematical tool that has been applied in several
fields, including engineering, artificial intelligence and economics, among others (Dormido
et al., 2002). The area of water resources planning is no exception and applications with
good results have been reported in several countries. A limitation is high computing costs,
the need for many resources both in terms of time as well as memory, with the demand of
these resources growing exponentially as the number of state variables increases. This work
presents a way in which to organize a computing program to handle this problem as well as
to determine policies for the optimal operations of a system of three serial hydropower dams
by varying the penalties for deficits, spills and exceeding guide curves (the storage levels not
to be surpassed during operation for the safety of the system, which are established by the
National Water Commission). The policies obtained were simulated using historical records
and synthetic records to test their benefit to the operations of the system.
114
Keywords: dynamic programming, serial operation, operations policies, guide curves.
Dirección institucional de los autores
Dra. Maritza L. Arganis Juárez
Universidad Nacional Autónoma de México
Instituto de Ingeniería
Ciudad Universitaria, Avenida Universidad 3000,
Delegación Coyoacán
04510 México, D.F., México
Teléfono: +52 (55) 5623 3600, extensión 8644
Fax: +52 (55) 5616 2164
MArganisJ@iingen.unam.mx
M.I. Rosalva Mendoza Ramírez
Universidad Nacional Autónoma de México
Tzintzuntzan 310, colonia Lomas de Vista Bella
58098 Morelia, Michoacán, México
Teléfono: +52 (443) 3223 896
rmr@pumas.iingen.unam.mx
Dr. Ramón Domínguez Mora
Universidad Nacional Autónoma de México
Instituto de Ingeniería
Edificio 5, piso 2, cubículo 325
Circuito Escolar, Ciudad Universitaria
04510 México, D.F., México
Teléfono: +52 (55) 5623 3600, extensión 3666
Fax: +52 (55) 56 16 21 64
rdominguezm@iingen.unam.mx

Estudio de la dinámica morfológica del
río Fluvià. Alcances y métodos frente a
la escasez de datos
• Juan Pedro Martín-Vide •
Universidad Politécnica de Cataluña, España
● Eduard Rodríguez-Máñez ●
Universidad Politécnica de Cataluña y ABM Serveis d’Enginyeria i Consulting, S.L.,
España
● Carles Ferrer-Boix ● Francisco Núñez-González ●
Universidad Politécnica de Cataluña, España
● David Maruny-Vilalta ●
ABM Serveis d’Enginyeria i Consulting, S.L., España
Resumen
La dinámica de las formas fluviales (morfodinámica) tiene cada vez más presencia
en la planificación de los ríos, pero sus objetivos, alcance y métodos no están
consolidados. El río Fluvià en Cataluña (NE de la península Ibérica) tiene una
notable movilidad y en él se planea la restauración de meandros cortados por
canalizaciones. Este artículo explica en qué consistió el estudio morfodinámico de
dicho río, teniendo en cuenta los escasos recursos que se pudieron emplear. Con
granulometría y análisis de formas fluviales en el campo, con cartografía y fotografía
aérea, y con unas pocas batimetrías, se ha analizado el perfil longitudinal del río,
el papel de algunas presas derivadoras en la dinámica fluvial, la disponibilidad
de gravas en las barras aluviales del cauce, el movimiento de los meandros y la
capacidad de transporte sólido de fondo. También se ha analizado un episodio
singular de corte de meandros y cuáles son los riesgos morfodinámicos de una
restauración.
115
Palabras clave: morfodinámica fluvial, río Fluvià, restauración de ríos, transporte
sólido, transporte de fondo, sedimento, meandro, corte de meandros.
Introducción
La planificación de los espacios fluviales
por las administraciones hidráulicas de la
península Ibérica incorpora, cada vez con
más frecuencia, el estudio de la dinámica
de las formas fluviales o “morfodinámica”,
entendiendo por tal el análisis de los cambios
que experimentan las formas y dimensiones
del río, en planta, sección y perfil. Este
capítulo de morfodinámica aplicado a las
fases de diagnóstico, pronóstico y propuestas
de actuación en los ríos no está asentado en
la práctica profesional de la ingeniería y la
ordenación del territorio, como sí lo está
el capítulo hidrológico (hidrogramas…),
hidráulico (áreas inundables…) y ecológico.
Por otro lado, es más específico y tiene un
carácter más cuantitativo que un capítulo de
geomorfología.
El conocimiento en morfodinámica se aplica
en muchas cuestiones prácticas, como en el
análisis del riesgo de fallo de infraestructuras
(puentes, conducciones enterradas…); el riesgo
de erosión en curvas y orillas (como en Alvarado-
Ancieta y Ettmer, 2008), con la consiguiente
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 115-133

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
116
pérdida de terreno; la erosión general a largo
plazo (incisión); la estabilidad fluvial en
planta, perfil o sección; la sedimentación de
embalses; el crecimiento de deltas; la calidad
del hábitat para las especies que viven en el
río; la restauración de ríos; la delimitación
del espacio fluvial, etcétera. Como contexto
de la materia de la que estamos hablando
e ilustración de casos de estudio, sirve la
publicación de Klingeman et al. (1998).
El río Fluvià, situado en el norte de Cataluña
(NE de la península Ibérica), tiene una
cuenca de 1 125 km 2 que carece prácticamente
de regulación hidrológica. La presión
antrópica es baja, en comparación con otras
cuencas. Tiene instalados numerosos saltos
hidroeléctricos pequeños, de principios del
siglo XX, en los tramos alto y medio, pero lo
más destacado es que en los últimos 45 km de
longitud (tramo bajo) hasta su desembocadura
en el mar, el cauce tiene una gran movilidad.
Unos pequeños incidentes han puesto de
manifiesto esta movilidad en los últimos años:
en 2002 se abrió un nuevo brazo que dejó
fuera de servicio la presa derivadora de un
salto hidroeléctrico y en 2006 cayó una torre
eléctrica de alta tensión por erosión de orilla.
La figura 1 ilustra los efectos de esta movilidad.
En 2008, la administración hidráulica (la
Agencia Catalana del Agua) lanzó los trabajos
de planificación del río Fluvià, que cuentan
con un capítulo de morfodinámica. En la
motivación para este capítulo, la Agencia
consideraba al Fluvià como un río apto para la
recuperación de procesos de morfodinámica
y para la restauración fluvial, fijándose en
especial en los meandros cortados por obras
de canalización realizadas en 1971, a unos 4
km del mar, y en 1987, a unos 8 km del mar.
Estas expectativas sobre el río (su movilidad,
la voluntad de restaurar…), la extensión
de su red hidrográfica y los recursos
económicos disponibles, necesariamente
limitados, hicieron de este trabajo un desafío
intelectual: entender los procesos
morfodinámicos a lo largo de muchos kilómetros
de río y varios afluentes mayores,
contando con poca información. Este artículo
trata de los objetivos formulados, los métodos,
los resultados obtenidos y su discusión,
esperando que este ejercicio sea útil para
estudios del mismo tipo en otros ríos.
Objetivo y métodos
El propósito de entender la dinámica fluvial
del río se ha dividido en dos objetivos más
específicos:
Figura 1. Signos de la dinámica fluvial en el bajo Fluvià. A la izquierda, una gran barra formada en 2002
en un nuevo brazo, que dejó fuera de servicio una pequeña presa derivadora (azud). A la derecha,
la orilla opuesta y erosionada en material fino (fotos tomadas el 29 de enero de 2009).

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
1. Un diagnóstico y pronóstico del transporte
sólido grueso del río, es decir, el originado
en los cauces y depósitos aluviales,
distinguiendo el papel que pueden desempeñar
en él los embalses de los pequeños
saltos hidroeléctricos. El material fino con
origen en la cuenca no se estudia, porque no
tiene repercusión en las formas fluviales, a
diferencia del grueso. Este primer objetivo
se formula a pesar de que no existen
estaciones hidrométricas con medidas
de este tipo ni dato alguno de transporte
sólido.
2. El pronóstico de cómo evolucionaría la
restauración de los meandros canalizados.
En cuanto a metodología, en el primer objetivo
(transporte sólido), una notable colección
de fotografías aéreas (1957, 1971, 1987, 1996,
2002 y 2008) ha permitido identificar y evaluar
las fuentes de sedimento grueso, especialmente
las barras en los cauces activos. Los depósitos
aluviales sin vegetación, que se distinguen por
su color claro en contraste con el más oscuro de
la vegetación, son los que han participado en
el transporte sólido en la época de cada foto.
Su superficie sirve, por tanto, de medida de la
actividad de transporte sólido en potencia en
cada época. En cuanto a los pequeños embalses,
sólo se dispone de dos batimetrías de poco
detalle de las dos mayores presas derivadoras.
Para el segundo objetivo (restauración) se
ha explorado la información de archivo sobre el
río antes y después de las obras de canalización
de 1971 y 1987, cuyo objetivo fue luchar contra
las frecuentes inundaciones, así como suprimir
la movilidad en planta del cauce. Por eso, el
análisis de la movilidad del cauce desde una
cartografía de 1945 hasta hoy —mediante las
fotografías aéreas citadas antes— a lo largo
de los 45 km del tramo bajo del río, volcando
y georreferenciando toda la información en
un Sistema de Información Geográfica (SIG),
ha sido central en el trabajo. La zona donde
se produjeron los incidentes de 2002 y 2006
mencionados se ha estudiado con más detalle.
A estos trabajos de gabinete se suma el trabajo
de campo posible en el plazo y con los recursos
del proyecto: el análisis granulométrico del
lecho y la caracterización de las formas fluviales
visibles (barras). En los siguientes apartados se
verá cómo se utilizan estas informaciones de
campo, junto con las geográficas, batimétricas,
morfológicas, hidrológicas, sobre la vegetación
y sobre el transporte sólido, para componer el
cuadro del comportamiento morfodinámico
del río Fluvià.
Granulometría y perfil longitudinal
El primer resultado del trabajo, el más básico,
es precisamente la granulometría del lecho.
Se ha seguido el criterio de averiguar la granulometría
de los afluentes más importantes
cerca de su desembocadura en el río y, para el
propio río, conocerla en puntos más o menos
equidistantes. Las catas se abren cerca del cauce
ocupado por el agua, con retroexcavadora. La
profundidad de muestreo típica es de 1.5 m.
El peso mínimo de la muestra es de cien veces
el peso de la partícula más grande encontrada
en la cata, pero las partículas mayores de 125
mm se miden y pesan in situ. La magnitud del
trabajo se puede cifrar en la suma de pesos
de muestra: 5.4 toneladas, y en el número de
grandes partículas medidas in situ: 388. En
la figura 2 se representan los 15 puntos de
muestreo. En los puntos de mayor movilidad
(3, 4 y 4bis) hay en realidad seis catas en total,
como veremos. Los resultados en cuanto a la
media de la distribución granulométrica D 50
y a una medida representativa de la parte
gruesa, concretamente el percentil 90% (D 90
), se
muestran en el cuadro 1.
El perfil longitudinal del río Fluvià, elaborado
con un modelo digital del terreno de
2003 de resolución 1 x 1 m, se presenta en la
figura 3. Una colada basáltica atravesada por
el río explica la pendiente tan elevada en el
tramo comprendido entre el km 70 y el km 80,
contando desde el mar, y la escasa pendiente en
el tramo superior siguiente. En el otro extremo,
en los últimos kilómetros, el fondo está bajo el
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
117

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
Cuadro 1. Resultados granulométricos.
Núm. 1 2 3 4 4bis 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
D 50
(mm) 14 37 21 22 35 48 35 22 22 37 27 67 36 39 40
D 90
(mm) 55 98 91 113 185 207 95 122 142 136 164 206 217 253 135
i (%) 0.19 0.19 0.25 0.25 0.27 0.46 0.40 0.41 0.57 0.64 0.79 1.85 0.74 0.49
118
Figura 2. Puntos de muestreo, numerados del 1 al 14, del material aluvial en el río Fluvià y sus principales
afluentes sobre la planta de la cuenca. Se señalan también otros lugares mencionados en el texto. Para la toponimia
(a, b,..), ver la Nota final.
nivel del mar por la excavación realizada en
las canalizaciones. Entre el km 5 y el km 35, el
perfil es casi recto (pendiente constante de ≈
0.25%). Se distinguen en todas partes muchos
pequeños saltos, pero sobre todo en el km 45
uno de 8.3 m construido en 1925, y en el km 47
uno de 6.9 m de 1929, que son las dos mayores
presas hidroeléctricos con batimetría de sus
embalses.
En la figura 3 se representan también
D 50
y D 90
(datos del cuadro 1). Además de
la relación entre afluentes y río principal,
lo más destacable es el cambio de valores,
de menor a mayor, una vez pasadas las dos
presas derivadoras más grandes. Esto podría
ser indicativo de un proceso de erosión
aguas abajo de las presas, compensado por
un acorazamiento del lecho (Maza-Álvarez,
1997). En segundo lugar, se distingue un suave
decrecimiento, más visible en D 90
que en D 50
,
en cada uno de los grupos de datos (aguas
arriba y abajo de las dos presas más grandes).
El cociente entre la pendiente (i, cuadro 1) y
el tamaño D es un índice de la sensibilidad

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
Figura 3. Perfil longitudinal del río Fluvià. Cota sobre el nivel del mar (m, ordenada) contra distancia al mar
por el eje del río (m, abscisa). El eje derecho está graduado en mm para D 50
y D 90
. El símbolo de cada
punto granulométrico remite al símbolo del perfil del río correspondiente.
119
del río a los cambios, o sea un índice de su
dinámica fluvial. Esta noción proviene, por
ejemplo, de la analogía de la balanza de Lane,
en la que i es la graduación del brazo derecho
de la balanza y D la del brazo izquierdo. El
cociente i(-)/D 50
(m) aguas abajo del km 45-
47 es en promedio 0.08 y aguas arriba 0.17; es
decir, el río es más sensible aguas arriba de
estas pequeñas presas que aguas abajo. Dicho
de otro modo: aguas abajo, el material aluvial
parece demasiado grueso para la pendiente
relativamente suave del río; al contrario, aguas
arriba parece demasiado fino para la pendiente
más fuerte. Puede decirse igualmente que
la capacidad de transporte es mayor arriba
que abajo. Por otra parte, el cociente inverso
D 50
(m)/i(-) tiene un valor de 6 aguas arriba
y 12.5 aguas abajo, calificándose como faldas
de montaña y alta montaña, respectivamente,
según el criterio de Lojtin (Gracia-Sánchez y
Maza-Álvarez, 1997).
Embalses y barras
Los resultados del apartado anterior hacen
resaltar el papel de estos dos embalses en
el transporte sólido del río. Sus batimetrías,
aunque de poco detalle (tres secciones
transversales y un perfil longitudinal, figura
4), sirven sin embargo, con algunas hipótesis
sobre el perfil del río antes de la construcción
de los saltos, para evaluar aproximadamente
el volumen de sedimento contenido en ellos.
Resulta que la presa superior contiene unos
250 000 m 3 de sedimento, que representa entre
2/3 y 3/4 de su volumen de embalse inicial,
mientras la presa inferior contiene unos 100
000 m 3 de sedimento, quizá 2/3 de su volumen
inicial. Por otra parte, el depósito del embalse
superior alcanza una buena altura en la
cortina, tiene una pendiente parecida a la del
río y deja como espejo de agua sólo los 600 m
más cercanos a la presa (ver foto, figura 4). El
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Cota (msnm)
116
114
112
110
108
106
104
108
106
104
102
100
98
1 730 1 930 2 130 2 330 1 140 1 340 1 540
Eje longitudinal (m)
Cota fondo pendiente media del tramo Cota thalweg batimetría azud Perfil lámina de agua
Figura 4. Embalses superior (izquierda y foto) e inferior (centro), con el perfil del fondo con sedimento,
en comparación con la lámina de agua y el perfil original supuesto para el lecho.
120
del embalse inferior, en cambio, se parece a
un delta paralelo a la superficie libre, con un
frente de avance situado a sólo unos 100 m de
la presa.
Los pequeños calados libres sobre las presas,
el hecho de que la inferior también tenga mucho
sedimento (pese a que las fechas de construcción
de los dos fueran cercanas), el deterioro del
hormigón en el paramento de la presa por
abrasión, y otros indicios, hacen pensar que
el material sólido puede pasar estas barreras.
Por ejemplo, de la avenida extraordinaria que
ocurrió en 1940, se conservan marcas de agua
que prueban que ambas barreras estuvieron
totalmente anegadas (sumergidas por los dos
lados). Siendo esto así, en el deseo de revitalizar
el transporte sólido y restaurar el río parece
mejor dejar que estos pequeños embalses se
llenen completamente, para que un día dejen
de ser barrera al transporte de cualquier
tamaño. Este tipo de pequeña presa derivadora
recibe el nombre de “azud” en el castellano de
los autores.
Por otro lado, se trata a continuación de
la superficie de barras activas entre 1957 y
2008, determinada mediante SIG. Un ejemplo
es la figura 5. Merece una mención especial
este lugar de gran movilidad, con su centro a
unos 20 km del mar, donde han ocurrido los
recientes incidentes de la presa que quedó fuera
de servicio y de la torre eléctrica. Sobre el fondo
del vuelo de 1957 se dibujan en la figura 5 las
barras de las dos fechas (1957 y 2008). De todas
formas, se observa que en 1957, la superficie
de gravas desnudas de vegetación era bastante
mayor que hoy. La representación gráfica de
la evolución de la superficie de gravas con el
tiempo se da en la figura 6. Es clara la tendencia
a la reducción de los depósitos aluviales en los
últimos 52 años, incluso después de descontar
los depósitos perdidos por el dragado en
las obras de canalización de los meandros
próximos a la desembocadura en 1971-1987. El
penúltimo dato se puede considerar como una
activación circunstancial, ya que la avenida
del 8 de mayo de 2002 (269 m 3 /s) ocurrió poco
antes del vuelo de 2002. Quizá también es
circunstancial la “desactivación” de 2008, por
falta de crecidas importantes en los últimos
años. Pero uno o dos meses antes del vuelo de
1957 ocurrió una avenida de 145 m 3 /s menor
que la de 2002, pese a lo cual el área de gravas
es casi el doble en 1957 (184 ha) que en 2002
(116 ha).
Si se distingue entre las barras aguas
arriba y abajo de las dos presas derivadoras
mayores, es interesante ver (figura 6) que el
declive aguas arriba reproduce la tendencia
general, mientras que aguas abajo la superficie
es más constante, con el repunte de 2002 y el

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
121
Figura 5. Barras del año 1957 y 2008 a unos 20 km del mar; lugar de las muestras 3 y 4 (ver figura 2).
Se marcan la presa derivadora (azud) que quedó fuera de servicio y la torre eléctrica perdida.
250
Área de depósitos aluviales (Ha)
200
150
100
50
0
1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 2020
Periodo, años
Barras totales
Sin considerar barras eliminadas por las canalizaciones
a. arriba azudes principales
a. abajo azudes pricipales
Figura 6. Evolución de la superficie de barras de grava sin vegetación a lo largo del tiempo.
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

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122
declive quizá circunstancial más reciente.
Aguas arriba el descenso es radical: de 71
ha en 1957 a sólo 3 ha hoy. Como todas las
pequeñas presas hidroeléctricas de cabecera
tenían ya al menos treinta años de antigüedad
en 1957, parece que esta caída tan fuerte de
actividad no se puede relacionar con ellas.
Se hace esta conjetura sin saber si ya se había
alcanzado un equilibrio en el río Fluvià a
los treinta años de la construcción de dichas
presas. Para una discusión de este punto cabe
pensar que la activación de los depósitos
aluviales por la avenida excepcional de 1940
podría tener aún un efecto apreciable en 1957.
También, que los cambios mayores en los usos
del suelo, como el abandono de la agricultura
de montaña debido a grandes movimientos
migratorios, han ocurrido desde los años
1950-60. Con respecto a la permanencia de las
barras móviles aguas abajo de las presas, hay
otros ejemplos de este fenómeno de actividad
fluvial décadas después de construirse las
presas (Jiongxin, 1997).
Movilidad del bajo Fluvià
Todos los movimientos en planta del río
observados en la serie de fotografías aéreas,
menos uno, han ocurrido en los 45 km del bajo
Fluvià, aguas abajo de las dos presas mayores.
En general, se observa una progresión y
profundización de las curvas fluviales, así
como algunos cortes de curvas. El bajo Fluvià
no es propiamente un río de meandros. La
pendiente i relativamente elevada (0.20-0.25%,
cuadro 1), el tamaño D 50
grueso (25-35 mm,
ídem), y el caudal dominante Q, deducido de la
curva de frecuencia de caudales de la estación
de aforos más próxima (cuya cuenca es de 804
km 2 ), del orden de 190-220 m 3 /s, conducen a
que el parámetro i(-)·Q 0.46 (m 3 /s)/ D 50
1.15
(m)
(Chang, 1988) valga unas 2-4 veces más que el
valor límite (0.56) entre ríos meandriformes,
bajo el límite, y ríos trenzados, por encima de
él.
Las grandes barras separadas por brazos
(sobre todo en 1957) de la figura 5 confirman
que el río toma un cauce único y sinuoso en
aguas normales, pero que es más bien trenzado
en aguas altas. A pesar de ello, siempre se ha
distinguido un thalweg del río en el SIG. Los
movimientos de la mitad izquierda (aguas
arriba) de la figura 5 se representan con más
detalle en la figura 7, dibujando el cauce
principal en cada fecha, así como el eje (punto
medio) de dicho cauce. Con el eje se trazan los
segmentos que unen puntos homólogos para
medir los desplazamientos de cada periodo.
En lugares como éste, se ha estudiado también
la edad de los árboles (dendrocronología)
y la distribución detallada de D 50
(figura 8).
Por otra parte, las envolventes de todos los
movimientos, es decir, el área barrida por el río
en el medio siglo que se analiza, es interesante
como evaluación del riesgo de erosión lateral
y como primera delimitación del espacio
fluvial (figura 8).
La medida de los segmentos en los movimientos
de profundización (maduración)
del bajo Fluvià se da en el cuadro 2.
En total suman 1.73 km de corrimiento de
orillas perpendicularmente al flujo del agua
en 64 años desde 1945. Destaca el periodo
1957-71 también por el número de sitios con
movilidad (9) y el movimiento total por año
(42.4 m/año). Además no constan en el cuadro
otros 662 m de movimiento de progresión
de curvas (corrimiento de orilla en la
misma dirección del valle, acompañando al
de maduración), ni tampoco los movimientos
bruscos por corte natural o estrangulamiento
de meandros.
La actividad de los sitios canalizados (las
cinco primeras columnas) cesó desde las obras
de canalización (desde 1971 hasta 1987). Pero
aún así, contando sólo las restantes columnas,
se advierte un declive de la actividad. Esta
movilidad decreciente del eje del río y la
superficie de gravas (también en declive,
figura 6) tienen relación. La media de los
24 movimientos del cuadro 2 es de 6.5 m/
año por movimiento. La cifra más alta (138
m) corresponde al incidente de 2002 que se
estudia en detalle más tarde. Se ha intentado

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
123
Figura 7. Comparación de los cauces a 21.2 km del mar (mitad izquierda de la figura 5). A la derecha:
ejes sucesivos y desplazamiento de puntos homólogos.
sin éxito correlacionar las medidas del cuadro
2 con la pendiente del lecho (i), el tamaño del
material aluvial (D 50
) y el caudal dominante
(Q), cuyas variaciones son pequeñas a lo largo
del bajo Fluvià. Tampoco hay correlación con
la actividad hidrológica de cada periodo,
esto es, con un caudal dominante mayor en
las décadas húmedas (≈ 300 m 3 /s) que en
las secas (≈ 140 m 3 /s), ni con las crecidas en
cada década, por ejemplo, máximos de 1 600
m 3 /s en el periodo 1957-71 pero sólo 1 200
m 3 /s en el periodo 1971-87. Esto no significa
que las crecidas y los caudales altos de cada
año no produzcan los movimientos, sino que
la agregación temporal en periodos del orden
de una década, obligatoria por las fechas de
las fotos aéreas, es demasiado grosera para
distinguir la relación entre el movimiento y el
caudal que lo produce. Además, la resistencia
variable a la erosión de orillas determina el
porqué se mueve el cauce en un lugar y en
cambio es inmóvil en otro. La gran movilidad
del bajo Fluvià, pese a tener una sensibilidad
(i/D 50
) menor, se debe a la erosionabilidad
de las orillas. En los tramos superiores, de
sensibilidad mayor, esta movilidad en cambio
es baja, quizá porque los depósitos aluviales
son de poca extensión o incluso porque aflora
roca.
El caso del by-pass de un azud (presa
derivadora)
La mitad derecha de la figura 5 es el lugar que
ha tenido la mayor movilidad reciente (138 m,
cuadro 2). La otra mitad es la ya representada
en las figuras 7 y 8. En ellas se apreciaba la
dinámica típica de un meandro: progresión
hacia aguas abajo y profundización a través de
la llanura, con un estrangulamiento para volver
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124
Figura 8. Izquierda: catas granulométricas en el mismo lugar de la figura 7; 4: D50 = 22 mm: 4bis: 35 mm
(cuadro 1); 4terc: 43 mm (bajo 60 cm de arena fina), que son prueba de que el cauce principal del río
discurrió por esos puntos. La edad de los árboles es coherente, confirma que en 1987 el río discurría
por el lugar de los árboles muestreados, que dan en el trabajo de campo en 2009 una edad mayor
de 15 años como media. Derecha: envolvente de todos los movimientos del río Fluvià en las fotografías
aéreas de medio siglo y límite geomorfológico de las terrazas erosionables (gentileza de Geoservei).
Cuadro 2. Movimientos de maduración de meandros del Fluvià en metros. La columna en negritas es el lugar
de la figura 7 (sin el corte brusco) y la anterior el lugar de las figuras 9, 10 y 11.
Periodo
Distancia al mar (km)
2.2 4.3 6 8 8.1 19.6 21.2 24 36.6 37 37.3 38.4 62.3
Total (m)
1945-1957 104 172 91 367
1957-1971 54 65 70 129 35 37 41 43 120 594
1971-1987 26 41 48 50 72 116 353
1987-1996 34 92 51 177
1996-2002 33 33
2002-2008 138 72 210
a un curso más recto en algún momento del
periodo 1971-87. La dinámica posterior causó
la caída de la torre eléctrica. Es interesante
señalar que las dos mitades están separadas por
un tramo rectilíneo de 250 m, cuya alineación
se ha mantenido inalterada desde 1957. Esto es

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un ejemplo de cómo la resistencia a la erosión
de orillas determina la movilidad fluvial (la
inmovilidad en este caso).
La pequeña presa de la figura 5 (derecha)
de unos 2 m de altura data de 1923. En mayo
de 2002 se formó un nuevo cauce por la parte
interior de la curva, que la dejó prácticamente
abandonada (figura 9). Este curso no había sido
nunca el del río Fluvià, al menos desde 1957;
esa zona fue un espeso bosque de ribera, que
se había talado casi por completo, excepto
sus contornos, como se aprecia en la foto de
1998. En la imagen de 2002, poco después del
corte, se ha recuperado el bosque que queda
ahora en la margen derecha del río. En 2008,
el agua se dirige de nuevo a la presa debido
a la intervención del propietario del salto
hidroeléctrico. La gran diferencia entre 2002 y
2008 es aguas abajo de la obra: un corrimiento
de la orilla derecha de 138 m y la formación de
un gran depósito aluvial. Las fotos de la figura
1 son precisamente de ese lugar.
La causa del corte fue sin duda la tala del
bosque. El desbordamiento por la margen
izquierda no encontró el freno de la vegetación.
Además, la pendiente por este curso es mucho
mayor, no sólo por ser más recto, sino porque
incorpora el desnivel concentrado en la presa.
Es como una captura del río por las ventajas de
una pendiente mayor y un terreno aluvial sin
vegetación. Gracias a dos topografías (Modelos
Digitales del Terreno o MDT) de 2003 y 2007,
se puede conocer mejor el comportamiento
reciente del gran depósito aluvial. En el perfil
longitudinal (figura 10) está ocurriendo una
rápida acreción (subida de fondo aguas abajo
del azud). En 2003, la pendiente del nuevo brazo
era más del triple (0.68%) que la de los tramos
contiguos no afectados todavía por el corte (≈
0.20%). De 2003 a 2007 hay una basculación del
perfil (de 0.68 a 0.44%). Este proceso no se ha
acabado, seguirá con acreción abajo y erosión
remontante hacia arriba hasta un equilibrio
futuro con una pendiente más uniforme. En
una sección transversal por el centro del gran
depósito aluvial (figura 10) se ve cómo la
acreción crea el gran depósito, al mismo tiempo
que la orilla derecha retrocede. La acreción
es de 1.1 m en la cota del thalweg, el cual ha
saltado del lado izquierdo al lado derecho de
la barra. La orilla seguirá erosionándose en el
futuro.
El gran depósito presenta formas de
fondo de varias dimensiones y tamaños de
grano, a veces superpuestas, prueba de la
gran actividad sedimentaria reciente. Las
más grandes son las barras, sobre las que se
identifican láminas (bedload sheets), dunas e
incluso antidunas (figura 11). Las láminas se
crean por el transporte de material fino cuando
el flujo no es capaz de mover todos los tamaños,
por ejemplo durante el descenso de la crecida
que formó las barras. Las dunas, poco comunes
en ríos de grava como el Fluvià, aparecen
aisladas, a veces rodeando a la vegetación, son
de gran altura y constituidas por grava gruesa
sin arena (figura 11). También son raras en ríos
de grava las antidunas y aún más raro que se
conserven tras la crecida, como el tren de unas
ocho ondas de ½ m de altura de la figura 11.
Pudieron formarse en el descenso de la crecida
por el desagüe rápido, en régimen supercrítico,
de la parte alta del cauce hacia el thalweg más
hondo (ver figura 10). Finalmente, las barras
son las formas de mayores dimensiones
(macroformas), de frente semejante a las dunas
(mesoformas), pero guardando relación con
la anchura del cauce, no con el calado, y son
precursoras de la formación de meandros.
Las conforman flujos elevados, mientras en
aguas bajas se convierten en islas o depósitos
de interior de curva (point bar). En el lugar de
estudio se observaban varias barras con frentes
de onda bien diferenciados.
Las formas de fondo descritas clasifican
el material por tamaños. Las tres catas adicionales
para el análisis granulométrico del
gran depósito (figura 11) confirmaron que en
el exterior de la suave curva (3: D 50
= 21 mm,
valor en el cuadro 1) y en las partes altas del
depósito (3bis: D 50
= 45.5 mm), el material
aluvial es algo más grueso que en el interior
de la curva (3terc: 16.5 mm). El contenido de
arena es del 10-23% solamente, por lo que la
Tecnología y
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125

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Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
126
Figura 9. Evolución del meandro junto a la presa derivadora (azud) (mitad derecha de la figura 5, a 19.6 km del mar),
en 1998, 2002 y 2008. Se señalan el bosque de ribera y las barras.
Cota (m)
37
Tramo corte meandro
43
by-pass nuevo cauce
Perfil 2003
35
i 2003 = 0.0068 m/m
Perfil 2007
41
Sección transversal 2003
39
Sección transversal 2007
33
i 2007
= 0.0044 m/m
37
35
31
3 bis
3 terc
i 2007 = 0.0022 m/m
Azud
33
3
29
Centro
31
barra Final
i 2003
= 0.0020 m/m
barra
27
29
3 000 3 200 3 400 3 600 3 800 4 000 4 200 4 400 4 600 4 800 5 000 175 225 275 325 375 425
Coordenada longitudinal (m)
Coordenada transversal (m)
Figura 10. Perfil longitudinal con rectas de regresión (izquierda) y secciones transversales (derecha) en el centro
de la zona del gran depósito (“barra”), en 2003 y 2007, señalando tres catas realizadas.
grava es la que da estructura al lecho, mientras
la arena ocupa parcialmente los huecos. Esto
es especialmente cierto en las áreas de acreción
más reciente. También se tomaron cuatro
muestras superficiales de cien partículas cada
una, por el método de pasos (o de Wolman),
resultando Dm = 36, 43, 36 y 43 mm (figura
11). Pese a que, juzgando por la vista, el gran
depósito del Fluvià parece estar acorazado,
la comparación rigurosa entre las muestras

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127
Figura 11. Fotos, en orden de izquierda a derecha, y de arriba a abajo: láminas de material fino sobre una barra;
frente de una duna de grava sin arena, cuyo talud es el ángulo de reposo; tren de antidunas y frente de una barra
(fotos tomadas el 29 de octubre de 2009). En el plano de planta se sitúan las formas, las tres catas con sus resultados
(3, 3bis, 3terc) y los valores D 50
de las muestras superficiales.
superficiales y las de las catas prueba que no
hay acorazamiento.
Estimación del transporte sólido
La capacidad de transporte sólido se puede
evaluar por medio de fórmulas de transporte.
El gran depósito es apropiado para esta
evaluación porque es un área muy activa. Se
toma la zona del centro del gran depósito,
en donde la granulometría es conocida con
detalle, simplificando la sección transversal
correspondiente a 2007 (figura 10), porque nos
conformamos con evaluar el orden de magnitud
de esta capacidad. En el mismo sentido,
se utiliza régimen uniforme con rugosidad en
función del tamaño D 90
del promedio de las
granulometrías. De las innumerables fórmulas
de transporte, de resultados dispares entre
sí, elegimos la de Wilcock y Crowe (Parker,
2008), que calcula el transporte por fracciones,
teniendo en cuenta el efecto de exposiciónocultamiento,
propio de lechos con grano muy
variado, y el efecto del contenido de arena. Por
otro lado, se elabora la curva de frecuencia de
caudales de un año y medio, a partir de los
datos de la estación de aforos más próxima.
Para los siete primeros días del año y para
tamaños entre 1 y 200 mm, el transporte sólido
en m 3 /s se representa en la figura 12. La suma
resulta en lo que se muestra en el cuadro 3 y la
figura 12.
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Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
10 -2
10 -4
Qs Caudal sólido (m 3 /s)
10 -6
10 -8
10 -10
Q1
Q2
Q3
Q4
Q5
Q6
Q7
10 -12 10 -1 10 0 10 1 10 2
Di (mm)
128
Figura 12. Caudal sólido (m 3 /s), ordenada en escala logarítmica en función de D (mm), también en escala
logarítmica para los siete primeros caudales característicos Q1...Q7, según la fórmula de Wilcock y Crowe.
Cuadro 3. Caudales sólidos en m 3 /día para el caudal Q1... Q7, los siete primeros de la curva de frecuencia de caudales,
calculados mediante la expresión de Wilcock y Crowe.
Q 1
Q 2
Q 3
Q 4
Q 5
Q 6
Q 7
Total
Q (m 3 /s) 213.3 102.2 74.1 56.5 47.7 42.1 36.5
Q s
(m 3 /día) 546 92.9 37.4 16.0 9.1 5.8 3.4 711 m 3
Para tener un intervalo de valores, se ha
repetido el cálculo con la sección por el lugar
de máxima pendiente del depósito (a la altura
de la presa derivadora), resultando 8 000 m 3 .
El intervalo 700-8 000 m 3 /año es la estimación
basada en el depósito más importante del
bajo Fluvià (siendo la pendiente que da 8 000
m 3 local y excepcionalmente elevada). Esta
cifra significa que si al tramo llega suficiente
material grueso, saldrá una cifra de este orden
de magnitud. El material fino en suspensión no
entra en esta evaluación. La cifra es una media
anual porque surge de la curva de frecuencia
de caudales, es decir, no tiene en cuenta los
eventos extraordinarios.
La movilidad del bajo Fluvià, en particular
el lugar del corte del meandro, nos ofrece otra
posibilidad de estimación del caudal sólido.
Una curva en planta se mueve porque la
orilla exterior cede (se erosiona) y al mismo
tiempo la barra interior crece (figura 13). Si a
la curva entra un caudal sólido Q s1
y de ella
sale un caudal Q s2
, hay equilibrio si Q s1
= Q s2
.
Si el fondo no sube ni baja, este equilibrio se
sigue respetando aunque se mueva la planta,
siempre que los volúmenes de erosión (V 2
) y
sedimentación (V 1
) sean iguales. La carga Q s2
se nutre del volumen de erosión V 2
, además del
transporte del río; análogamente, la carga Q s1
alimenta al volumen de acreción V 1
, además de

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
Erosión
orilla
A
V1
Crecimiento
q
barra
s2
A’
L
V2
B
q s1
A’
B
e
A
h
B
Figura 13. Croquis para relacionar el volumen perdido en orillas y ganado en barras con el transporte sólido de un río.
Tomado de Martín-Vide (2006).
contribuir a este transporte. El caso límite es si
Q s1
se queda al 100% en la barra y Q s2
proviene
al 100% de la orilla. Entonces Q s1
= V 1
y Q s2
= V 2
(dividiendo los volúmenes por el tiempo). En
general, será Q s1
> V 1
y Q s2
> V 2
(ídem), o sea,
una parte de lo que sale circula sin interactuar
ni con la barra ni con la orilla. En conclusión, V 1
y V 2
son cotas inferiores del caudal sólido.
Se aplica este método al gran depósito
mediante seis secciones transversales de las
topografías de 2003 y 2007 (la cuarta de ellas
es la figura 10, derecha). El resultado (véase
cuadro 4) da sumas V 1
= 15 200 m 3 de acreción y
V 2
= 14 400 m 3 de erosión, muy parecidas entre
sí. Aceptando V 1
= V 2
= 15 000 m 3 y dividiendo
por los 51 meses transcurridos entre las dos
topografías, resulta Q s
> 3 500 m 3 /año. Esta
cifra, que se encuentra dentro del intervalo
700-8 000 m 3 , puede compararse también con
el volumen acumulado en los dos embalses
mayores a lo largo de ochenta años, que resulta
de 350 000 / 80 = 4 375 m 3 /año (o 3 125 m 3 /
año si se computa sólo el embalse superior),
también dentro del mismo intervalo. Una
diferencia de esta última estimación es que los
embalses contienen sin duda material grueso
traído por las crecidas de caudal mayor que Q 1
.
Restauración de un meandro canalizado
La figura 14 es el croquis del tramo del río
Fluvià cercano a la desembocadura, lugar
de las dos mayores canalizaciones con corte
de meandros. La atención se centra en la de
aguas arriba (de 1987) a 8 km del mar, cuya
restauración es más viable. Antes de 1987, este
meandro en forma de S (meandro 2) había
tenido movimiento de maduración (91 + 70
+ 41 m, cuadro 2) y un desplazamiento del
conjunto hacia la izquierda. No tuvo en cambio
movimiento de progresión, lo que se debe
relacionar con el punto final de la S, fijo y de
curvatura anormalmente elevada, señal de un
material no erosionable. La canalización acortó
en 810 m el curso mediante un arco de círculo
de gran radio, descentrado con respecto a la S,
de modo que se puede confundir con el corte
de un solo lóbulo, grande, el izquierdo. El canal
construido tiene 120 m de anchura y bordos
revestidos de escollera. Se excavó el fondo del
orden de 2 m. Parece ser que estas excavaciones
se han repetido después para mantenimiento
y extracción de áridos. Un nuevo puente
sobre el Fluvià se ejecutó en combinación con
la canalización. El cauce antiguo sólo se ha
Cuadro 4. Volúmenes de erosión y acreción en el gran depósito entre 2003 y 2007.
Sección ← Aguas abajo Aguas arriba →
Erosión (m 3 ) 1 500 7 900 5 000
Acreción (m 3 ) 4 400 700 10 100
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
129

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
Figura 14. Croquis general del área de las dos canalizaciones de meandros. Para la toponimia (a, b,..), ver la Nota final.
130
rellenado en la intersección con los terraplenes
de esta nueva vía, pero en el área de los antiguos
meandros se extraen áridos. Completando el
cuadro, fue necesario construir una traviesa
para que el rebaje de 2 m de la canalización no
se propagara aguas arriba.
La administración hidráulica se interesaba
en dos acciones: recuperar el gran lóbulo (izquierdo)
de la S y demoler la traviesa, obstáculo
para la continuidad fluvial y para los peces. El
lugar de esta restauración es comparable en
dinámica fluvial al sitio del corte accidental
a unos 20 km del mar (tal y como se ha visto
en el apartado titulado “El caso del by-pass
de un azud (presa derivadora)”), ya que ni la
pendiente, ni el tamaño de grano ni el caudal
dominante cambian apreciablemente en los
12 km que los separan. Dos observaciones
morfodinámicas de aquel incidente de 2002
son útiles para analizar la restauración. Si un
desnivel concentrado en el perfil (el azud)
se libera, la dinámica fluvial se reactiva
fuertemente. En segundo lugar, en estas
condiciones, si la corriente lleva una dirección
incidente sobre una orilla, incluso sólo
ligeramente, produce una gran erosión. Las
llanuras en el lugar de la restauración son por
cierto erosionables, excepto puntos singulares,
como prueba la movilidad de los meandros
desde 1957 hasta 1987.
Si se aspira a una restauración ideal
(integral), el cauce debería recuperar esos 2 m
de cota que perdió. Entonces, la demolición
de la traviesa no tendría mucho sentido, ya
que al final quedaría enterrada. No obstante,
como obstáculo presente, hay que tener
dos precauciones si se elimina: su desnivel
concentrado de 2 m se incorporaría a la
pendiente transitoria del fondo, activando la
dinámica fluvial y exigiendo de las orillas, no
bien alineadas con la corriente, una resistencia
mayor (que sobra, seguramente, gracias al
revestimiento de escollera); por otro lado,
desaparecida la barrera, el descenso de 2 m
del fondo se propagaría aguas arriba como
incisión. Para amortiguar este problema
con algo que no sea una nueva traviesa, es
interesante recuperar otro brazo del río cortado
más aguas arriba (meandro 3, figura 14), ya
que dos cauces en vez de uno contrarrestan
la incisión. Finalmente, no hay que temer
una acreción, que se presentaría aguas abajo
debido al volumen aluvial liberado al eliminar
la traviesa, porque es poco volumen, y sin

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
embargo sí hay que prestar atención al efecto
del rebaje de 2 m sobre los niveles freáticos.
El antiguo cauce del lóbulo izquierdo del
meandro en S sigue hoy elevado ≈ 2 m con
respecto al actual río canalizado. Además, la
intersección del canal y el lóbulo izquierdo
forma un ángulo que hay que evitar, según la
conclusión sobre corrientes incidentes extraída
del caso del by-pass (y no caer en obras para
forzar ese cambio brusco de dirección) (figura
14). Estas dos dificultades apuntan, por suerte,
al mismo problema: restaurando también el
lóbulo derecho e iniciando la actuación lo
bastante arriba, se consiguen salvar los 2 m
de desnivel y trazar una entrada tangente. Por
tanto, una restauración de toda la S original
es también técnicamente lo mejor, además
de ser lo recomendable ambientalmente. Si,
pese a todo, persiste un desnivel en la toma
del cauce restaurado, se puede estudiar un
ensanchamiento para fomentar la subida
natural del fondo, gracias al transporte sólido
del Fluvià. Otras medidas imprescindibles para
la restauración de la S son el desplazamiento
del bordo actual para abrazar por fuera
los viejos meandros, y la modificación o
permeabilización del puente, sin duda al menos
abriendo un vano en el terraplén derecho.
También hay que señalar el valor de que el
meandro volviera a tener cierta movilidad. El
proyecto se puede refinar si además del cauce
restaurado se mantiene el canal, a modo de
aliviadero de crecidas, para dar más seguridad
frente al riesgo de inundación. La S atravesada
por el arco de círculo daría así la figura de un
8. Este esquema merece un estudio de detalle.
Conclusión
Se han distinguido algunos rasgos de la dinámica
fluvial de un río de gravas (el
Fluvià). Las fuentes de información han sido
fotografía aérea, MDT, batimetría sumaria y
granulometrías. Tres enfoques indirectos sobre
el transporte de fondo (cálculo con una fórmula,
erosión de orilla y sedimentación en embalses)
apuntan a estimar el transporte sólido de fondo
en unos 5 000 m 3 /año. Por otro lado, la planta
del cauce en el tramo bajo se ha movido en
muchos sitios (hasta en nueve curvas, durante
una década) con un desplazamiento medio de
6.5 m/año por curva. Sin embargo, a juzgar por
la superficie de las barras aluviales, y también
por la movilidad del tramo bajo, esta actividad
dinámica está declinando en los últimos años.
Es posible, no obstante, que una avenida fuerte
“reavive” un poco el río, como ya se ha visto
en el pasado. Parece que el declive no se puede
atribuir a las numerosas presas pequeñas, porque
todas fueron construidas antes de 1930,
aunque no se sabe el tiempo necesario para
alcanzar el equilibrio correspondiente.
Las dos mayores presas, bastante llenas
de sedimento, pueden ser sobrepasadas por
el transporte sólido de fondo de una gran
crecida (al menos sus tamaños menos gruesos).
Además, estas barreras parecen haber causado
una discontinuidad en la granulometría, ya
que aguas abajo los tamaños aluviales son algo
mayores. En cuanto a gestión del sedimento,
quizá es mejor esperar a que los embalses se
llenen del todo e influyan así lo mínimo antes
que aplicar una política de evacuación del
sedimento contenido en ellos. La movilidad
de las curvas y los meandros del tramo abajo
seguirá existiendo, controlada siempre por la
erosionabilidad de las terrazas. Se piensa que la
sensibilidad mayor del tramo superior (tamaño
relativamente más fino) no se manifiesta en
movilidad en planta debido a la misma causa
(baja erosionabilidad).
La restauración fluvial deseada, cuya
problemática se describe en el texto, puede
sacar provecho de todas estas conclusiones.
Agradecimientos
Los autores agradecen la fluida colaboración y el apoyo
brindado por el equipo de planificación del río Fluvià,
tanto de la Agencia Catalana del Agua como de la unión
temporal de empresas ABM-Geoservei, adjudicataria
de los trabajos, en particular a Marc Ribalta de ABM y al
especialista en geomorfología Joan Solà de Geoservei.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
131

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
132
Nota final. Toponimia en las figuras 2 y 3.
a: la Vall d’en Bas.
b: el Riudaura.
c: riera de Bianya.
d: el Llierca.
e: el Ser.
f: el riu Fluvià.
Azudes (presas derivadoras) principales:
Serinyà el superior y Martís el inferior. Azud
más aguas abajo: Garrigàs.
Estación de aforos: Esponellà.
Canalizaciones en orden descendente a la
desembocadura: Ventallò, Torroella de Fluvià y
Sant Pere Pescador.
Referencias
Recibido: 09/11/10
Aceptado: 30/03/12
ALVARADO-ANCIETA, C. y ETTMER, B. Morfología
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Reston, USA: ASCE, 2008.

Martín-Vide et al., Estudio de la dinámica morfológica del río Fluvià. Alcances y métodos frente a la escasez de datos
Abstract
MARTÍN-VIDE, J.P., RODRÍGUEZ-MÁÑEZ, E., FERRER-BOIX, C., NÚÑEZ-
GONZÁLEZ, F. & MARUNY-VILALTA, D. Morphodynamic study of the Fluvia River.
Scope and methods in light of data scarcity. Water Technology and Sciences (in Spanish).
Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp. 115-133.
Although the use of fluvial dynamics (morphodynamics) is increasingly used in the
planning of rivers, the aims, scope and methods of morphodynamic studies have not been
developed. The restoration of meanders cut by channels is planned for the Fluvia River in
Catalonia (northeastern Iberian Peninsula), which is notably mobile. This papers explains
what the morphodynamic study of this river involves, considering the scarcity of resources.
This study analyzed the longitudinal profile of the river, the role of some of the diverter
dams on the fluvial dynamics, the availability of gravel on the alluvial bars, the meander
migration and the bedload transport capacity. A single occurrence of a meander cut-off was
also analyzed as well as the morphodynamic risks of restoration.
Keywords: fluvial morphodynamics, Fluvia River, river restoration, sediment transport,
bedload, sediment, meander, meander cut-off.
133
Dirección institucional de los autores
Dr. Juan Pedro Martín Vide
Universidad Politécnica de Cataluña
Departamento de Ingeniería Hidráulica Marítima y
Ambiental
C. Jordi Girona 31
08034 Barcelona, España
Teléfono: +34 (93) 4016 476 y 4016 200
juan.pedro.martin@upc.edu; vide@grahi.upc.edu
Ing. Eduard Rodríguez Máñez
Universidad Politécnica de Cataluña y ABM Serveis
d’Enginyeria i Consulting, S.L.
Departamento de Ingeniería Hidráulica
Calle Jordi Girona 1-3. D1, 2ª planta, Av. Països Catalans 50
17457 Riudellots de la Selva, Girona, España
Teléfonos: +34 (66) 9061 917, (93) 4016 476 y 4054 155
erodriguez@abmJG.com
eduard.rodriguez.manez@upc.edu
edurodma@hotmail.com
Dr. Carles Ferrer Boix
Universidad Politécnica de Cataluña
Departamento de Ingeniería Hidráulica Marítima y
Ambiental
C. Jordi Girona núm. 1-3
08034 Barcelona, España
Teléfono: +34 (93) 4016 476 y 4054 155
carles.ferrer@upc.edu
Dr. Francisco Núñez González
Universidad Politécnica de Cataluña
Departamento de Ingeniería Hidráulica- Marítima y
Ambiental
C. Jordi Girona núm. 1-3
08034 Barcelona, España
Teléfono: +34 (93) 4016 476 y 4054 155
fngon@yahoo.com
Ing. David Maruny Vilalta
ABM Serveis d’Enginyeria i Consulting, S.L.
Av. Països Catalans 50
17457 Riudellots de la Selva, Girona, España
Teléfono: +34 (97) 2477 718
Fax: +34 (97) 2478 014
dmaruny@abmgroup.net
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Río Fluvià en Cataluña, España. Barra de gravas.
Foto: Francisco Núñez González.

Nota técnica
Estimación de pérdidas de agua en tramos
de ríos del sistema Laja-Diguillín en la
zona central de Chile
• José Luis Arumí-Ribera • Diego Andrés Rivera-Salazar •
Universidad de Concepción, Chile
• Alfonso Rougier-Herrera •
Ministerio de Obras Públicas, Chile
• Ricardo Díaz-Borquez •
Prisma Ingeniería, Chile
Resumen
Durante el verano del año 2008 se desarrolló un estudio para estimar las pérdidas
de agua de riego del sistema Laja-Diguillín, Chile, que se producen por infiltración
y evaporación en dos tramos de los ríos Polcura y Laja que son utilizados para
conducir dichas aguas. Para evaluar las pérdidas por infiltración se utilizó un
modelo de balance hídrico mensual que incluye, mediante ecuaciones específicas,
los procesos de infiltración y evaporación en los tramos de río. Este modelo se
parametrizó usando datos de velocidad de infiltración en el lecho del río, medidos
durante una campaña de terreno, y se calibró usando datos históricos de caudales.
Las pérdidas de conducción de las aguas de riego son del orden del 4.5 al 2.8% del
caudal descargado al sistema.
135
Palabras clave: infiltración en cauces, evaporación en cauces, interacción de aguas
superficiales subterráneas, canales de riego.
Introducción
El Sistema de Riego Laja Diguillín (SRLD) es
un proyecto que consiste en la construcción
de una serie de canales matrices que conectan
cauces naturales para conducir aguas desde la
Laguna del Laja a un nuevo distrito de riego de
aproximadamente 40 000 hectáreas, ubicado al
sur de la ciudad de Chillán, Chile (figura 1).
Sin embargo, el proyecto ha causado polémica
debido a que trasvasa aguas de la cuenca del
río Laja, que pertenece a la cuenca del río
Biobío, para regar una zona que pertenece a la
cuenca del río Itata. La población de la cuenca
del Biobío se considera afectada, aduciendo
que la construcción de este canal reducirá la
disponibilidad de agua en la parte baja del río
Laja y del río Biobío, impactando directamente
a la ciudad de Concepción. En respuesta a
esto, la autoridad plantea que los derechos
de agua usados por el canal provienen de
la acumulación de aguas invernales en la
laguna del Laja y que por ello no se afectará la
disponibilidad de agua en el verano.
La gran sensibilidad de la comunidad frente
a este proyecto ha motivado el desarrollo de
estudios específicos para responder preguntas
nunca antes planteadas en Chile. Este
documento presenta los resultados de un estudio,
realizado entre enero y mayo del 2008,
para responder una de estas preguntas, que fue
determinar cuánta agua de riego se pierde en
la conducción del agua de riego que se lleva a
cabo a través de los ríos Polcura y Laja.
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 135-141

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
136
Figura 1. Ubicación geográfica del Sistema de Riego Laja Diguillín, Chile.
Antecedentes generales
Las aguas del Sistema de Riego Laja-Diguillín
provienen de la acumulación de excedentes
invernales que son almacenados en la laguna
del Laja, que es un lago natural operado como
un sistema de regulación interanual desde el
año 1958 (DOH, 2007). Las aguas acumuladas
durante los meses de invierno (mayo-agosto)
son descargadas al río Polcura a través de
la Central Hidroeléctrica de El Toro y luego
conducidas por dicho río en un tramo de
12 kilómetros hasta el río Laja, donde son
conducidas por 42 kilómetros hasta la bocatoma
Tucapel, donde son captadas hacia un canal
matriz revestido en hormigón y conducidas
otros 100 kilómetros hasta un distrito de riego
de 40 000 hectáreas.
El río Polcura es el principal afluente del
río Laja y nace en la vertiente occidental de la
Cordillera de los Andes. El río se desarrolla
en la dirección norte-sur, y posee un cauce de
alta pendiente, donde el material depositado
es predominantemente roca trasportada. El
río Laja es el principal afluente del río Biobío
y nace de las filtraciones que se producen a
través de la barrera de material volcánico que
cierra la laguna del Laja (Thiele et al., 1998). En
su curso superior, el río se desarrolla en una
dirección este-oeste y posee un cauce ancho,
donde predomina el material gravo-arenoso.
Procedimiento de análisis
Al inicio del estudio se realizó un recorrido
exhaustivo de los ríos Polcura y Laja desde
la descarga de la Central Hidroeléctrica de
El Toro, donde serán vaciadas las aguas
del SRLD, hasta la bocatoma Tucapel. Este
recorrido, más el análisis de la geología y
entrevista a actores que conocen los ríos,
como los operadores de los canales de riego,
permitió establecer como principal hipótesis
de trabajo que a lo largo de los 54 kilómetros

Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
del estudio, los ríos infiltran aguas hacia el
sistema de aguas subterráneas.
Para la determinación del balance hídrico
se utilizó una metodología consistente en
discretizar los cauces en diferentes tramos
y resolver la ecuación de balance hídrico
(ecuación (1)), considerando las pérdidas por
infiltración como incógnitas para cada tramo y
que los ingresos de agua se concentran al inicio
de cada tramo, al igual que las pérdidas por
infiltración y evaporación ocurren en forma
distribuida. Así, el caudal a la salida del tramo
j corresponde al caudal de ingreso en el tramo j
+ 1. Esta metodología es similar a la propuesta
por Khepar et al. (2000), quienes evaluaron
la magnitud de la infiltración que recarga los
sistemas de aguas subterráneas. Las pérdidas
por infiltración pueden modelarse mediante
la aplicación de la Ley de Darcy al caso de
un cauce que recarga un acuífero (Anderson
y Woessner, 1991) bajo el supuesto de que las
pérdidas por infiltración a través del lecho del
cauce son dependientes de la conductividad
hidráulica de éste y de la carga hidráulica sobre
el lecho, la cual a su vez puede aproximarse o
considerarse equivalente a la altura normal de
escurrimiento (ecuación (2)).
Donde:
Qe ij
j
Qs i
= Pinf i
+ Pev i (1)
Qe i,j
: caudal j-ésimo que ingresa en el nodo
inicial del tramo i.
Qs i
: caudal que sale del tramo i.
Pinf i
: pérdidas por infiltración en el tramo i.
Pev i
: pérdidas por evaporación en el tramo i.
Donde:
P inf
= k e
P inf
: pérdida por infiltración (m 3 /s).
A h (2)
k: conductividad hidráulica del material a
través del cual se produce el flujo entre el
río y el acuífero (m/s).
e: espesor del lecho por donde se produce el
flujo entre el río y el acuífero (m).
A: superficie por donde se produce el flujo
entre el río y el acuífero (m 2 ).
h: altura hidráulica promedio del río en el
tramo (m).
Para disponer de estimaciones de los valores
de conductividad hidráulica y espesor
del material a través del cual se produce la
infiltración, se ejecutaron diez pruebas de infiltración
basadas en una adaptación del
método propuesto por Rosenberry (2008). Este
método se basa en el uso de un cilindro de
infiltración hincado en el lecho del río, al cual
se conecta una bolsa plástica rellena de agua.
La estimación de la velocidad de infiltración se
realiza mediante la medición del tiempo que
toma vaciar un volumen conocido de agua.
Para cada tramo se calcula la altura hidráulica,
suponiendo que se cumplen las
condiciones de régimen uniforme, usando
la ecuación de Chézy-Manning. La longitud,
pendiente y ancho de cada tramo se obtuvieron
usando las imágenes disponible en Google
Earth (con resolución métrica en la zona) y
modelos digitales de terreno SRTM (NASA,
2005). Considerando que el ancho de los
cauces es dos órdenes de magnitud superior
a la profundidad, se simplificó la ecuación de
Manning, suponiendo que el radio hidráulico
es igual a la altura hidráulica.
Se estimaron las pérdidas por evaporación a
partir de registros de evaporación de bandeja,
corregidos mediante la ecuación (3) (McKenzie
y Craig, 2001). Las constantes adimensionales
(K i
) usadas son 1.26 para el caso de pozas
(De Bruin, 1978; Tanny et al., 2008) y 1.00
para vegetación ribereña (McKenzie y Craig,
2001). Se supone que la vegetación ribereña
no tiene limitación de abastecimiento de agua
y que el efecto del viento (fetch) en las pozas
genera mayor evaporación. En la ecuación
(3), la evaporación en el tramo es dependiente
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2011
137

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
138
del ancho de escurrimiento, el cual, a su vez,
puede estimarse a partir de la ecuación de
Chézy-Manning:
Donde:
ME =
E
1 000
i
k i
A i
ME: mermas por evaporación (m 3 d -1 ).
E: evaporación bandeja (mm d -1 ).
k i
: constante adimensional que relaciona la
evaporación de bandeja con la evaporación
de la fuente en el área A i
.
A i
: área (m 2 ).
(3)
Debido a que las aguas del canal Laja Diguillín
son vaciadas al río Polcura a través de
la descarga de El Toro y que éstas son conducidas
por los ríos Polcura y Laja hasta la
bocatoma Antuco, se analizaron ambos cauces
en un solo modelo, que consideró tres tramos
del río Polcura y cuatro tramos del río Laja
(figura 2a). Se modeló el balance hídrico en
cada tramo, considerando los ingresos y la
salidas de agua por nodo que se indican en
la figura 2a. Cada tramo presenta características
similares en cuanto a radio hidráulico,
pendiente y composición del material de fondo.
Para la evaluación de las pérdidas de conducción
asociadas con el SRLD, la condición
de referencia es el balance hídrico para los siete
tramos de río sin la operación del SRLD. Para
esto se consideraron las estadísticas mensuales
de caudales del periodo previo a la operación
del sistema entre los años 2003 y 2007, pues
es el único periodo en que se dispone de una
estadística completa de caudales para los
cauces naturales relacionados con el SRLD. La
aplicabilidad de la ecuación (1) fue evaluada
comparando los valores de caudal estimados a
la salida del nodo 8, con los valores medidos
en la estación fluviométrica río Laja en Tucapel
(figura 2b).
Para simular la operación del SRLD se
consideraron siete escenarios definidos por
valores de caudales incrementales almacenados
durante la temporada invernal en el
lago Laja y que son descargados a través de
la central El Toro (cuadro 1). Estos caudales
fueron definidos para cubrir los posibles rangos
de operación del SRLD, considerando el valor
máximo que puede ser entregado de acuerdo
con las reglas de operación (DOH, 2007).
Resultados
Los valores de pérdidas por infiltración para
los caudales incrementales descargados por
la central El Toro al SRLD se presentan en el
cuadro 1, donde se puede observar que estas
pérdidas son del orden del 4.5 al 2.8% del
caudal descargado por la central El Toro. Para
todo el tramo en estudio, las pérdidas por
evaporación para los ríos Polcura y Laja son de
aproximadamente 0.2 m 3 /s y no aumentaron
significativamente para los distintos valores de
caudales incrementales descargados al SRLD,
debido a que el ancho superficial del cauce no
varió en forma importante.
En la figura 2c se muestra que la relación
entre los caudales incrementales descargados
por la central El Toro y los caudales posibles
de ser extraídos al SRLD por la bocatoma
Tucapel puede ser considerada lineal. Esta
aproximación será usada para la operación del
sistema.
Conclusiones
Los resultados de este estudio permitieron
corroborar la hipótesis de trabajo de que, a
lo largo de los 54 kilómetros del estudio, los
ríos Polcura y Laja infiltran aguas hacia el
sistema regional de aguas subterráneas. Este
resultado es consistente con las características
generales de los ríos andinos de la zona centro
sur de Chile, los cuales, en su recorridos
por la precordillera andina (transición entre
la Cordillera de los Andes y la Depresión
Central), forman valles con materiales de
relleno permeable, en donde los depósitos
de agua subterránea tienden a ser profundos

Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
a)
Río Polcura antes
descarga El Toro
1
Caudal descargado al SRLD
por la Central El Toro
Laguna Bocatoma Antuco
2
Río Laja
3
Bocatoma Antuco
4
Confluencia ríos Polcura y Laja
Central Antuco
Descarga Central Antuco
4
Aportes de la cuenca alta del Laja
Canales
Zañartu y Collao
Bocatoma Rucue
5
Canal Mirrihue
Aportes intermedios
Cuenca del Laja
Río Rucue
Aportes intermedios
Cuenca del Laja
6
Descarga Rucue
Centrales hidroeléctricas
Rucue y Quilleco
Canales El Litre
y Laja Diguillín
7
Bocatoma Tucapel
Canal Laja Sur
139
Pasante río Laja
b)
c)
Caudal simulado (m 3 /s)
250
200
150
100
50
R 2 = 0.99
RMSE= 0.76 m 3 /s
Caudal disponible Tucapel (m 3 /s)
Q Tucapel = 0.98Q El Toro -0.11
r 2 = 0.99
0
0
0 50 100 150 200 250 0 10 20 30 40 50 60
Caudal observado (m 3 /s)
Caudal descarga El Toro (m 3 /s)
Figura 2. a) Diagrama unifilar modelo ríos Polcura y Laja; b) verificación del modelo de balance hídrico utilizado;
c) estimación de pérdidas de conducción en el SRLD producidas entre la descarga El Toro y la bocatoma Tucapel.
y las filtraciones desde los lechos de los ríos
son un importante mecanismo de recarga de
aguas subterráneas.
Para la operación del sistema de riego Laja-
Diguillín es necesario considerar las pérdidas
60
50
40
30
20
10
de conducción que se producen por infiltración
y evaporación desde el lecho de los ríos
Polcura y Laja, en los tramos donde se realiza
la conducción de las aguas del sistema. Se
concluye que el caudal que debe ser descargado
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2011

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
Cuadro 1. Pérdidas por infiltración del SRLD en los tramos Polcura y Laja.
Caudal descargado
por El Toro al
SRLD m 3 /s
Pérdidas por infiltración
por río en m 3 /s
Río Polcura Río Laja
Pérdidas por infiltración
totales
m 3 /s
Porcentaje de pérdida
con relación al caudal
descargado por El Toro
Caudal disponible en
bocatoma Tucapel
m 3 /s
10 0.07 0.38 0.45 4.5 9.55
20 0.12 0.71 0.83 4.1 19.17
30 0.16 0.99 1.15 3.8 28.85
40 0.18 1.20 1.38 3.4 38.62
50 0.21 1.38 1.59 3.2 48.41
60 0.22 1.52 1.74 2.9 58.26
65 0.23 1.58 1.81 2.8 63.19
1
Condición natural del río sin aportes del SRLD.
140
por la central El Toro debe ser mayor al caudal
requerido en la bocatoma Tucapel de acuerdo
con la regla de operación indicada en la figura
2c.
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Arumí-Ribera et al., Estimación de pérdidas de agua en tramos de ríos del sistema Laja-Diguillín en la zona central de Chile
Abstract
ARUMÍ-RIBERA, J.L., RIVERA-SALAZAR, D.A., ROUGIER-HERRERA, A. & DÍAZ-
BORQUEZ, R. Estimation of water losses in sections of rivers in the Laja-Diguillín system,
central region of Chile. Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-
September, 2012, pp. 135-141.
During the Chilean summer of 2008 in the Laja-Diguillín irrigation system, a study was
conducted to estimate irrigation water loss due to infiltration and evaporation in two
sections of the Polcura and Laja rivers, which are used for channeling these waters. To
evaluate losses due to infiltration, a monthly water balance model with specific equations
was used which included infiltration and evaporation processes in the sections of the river.
This model was parameterized using data for infiltration velocity in the riverbed, measured
during a field campaign and calibrated using historical flow data. Losses in channeling the
irrigation water ranged from 4.5 to 2.8% of the flow discharged into the system.
Keywords: riverbed infiltration, riverbed evaporation, groundwater-surface water
interaction, irrigation channels.
141
Dirección institucional de los autores
Dr. José Luis Arumí Ribera
Universidad de Concepción
Departamento de Recursos Hídricos
Av. Vicente Méndez 595
Casilla 537
Chillán, Octava Región, Chile
Teléfono: +56 (42) 208 804
Fax: +56 (42) 275 303
jarumi@udec.cl
Dr. Diego Andrés Rivera Salazar
Universidad de Concepción
Departamento de Recursos Hídricos
Av. Vicente Méndez 595
Casilla 537
Chillán, Octava Región, Chile
Teléfono: +56 (42) 208 804
Fax: +56 (42) 275 303
dirivera@udec.cl
Ing. Alfonso Rougier Herrera
Ministerio de Obras Públicas
Dirección de Obras Hidráulicas
Monradé 59 piso 5
Santiago, Región Metropolitana, Chile
Teléfono: +56 (2) 4494 000
Fax: +56 (2) 4410 914
alfonso.rougier@mop.gov.cl
Ing. Ricardo Díaz Borquez
Prisma Ingeniería
Arturo Prat 60, Oficina 41
rdiazb@prisma.cl
Santiago, Región Metropolitana, Chile
Teléfono: +56 (2) 6330 754
Fax: +56 (2) 6395 421
rdiazb@prisma.cl
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2011

Bocatoma Huepil, canal Laja Diguillín, Chillán, Chile.
Foto: José Luis Arumí Ribera.

Nota técnica
Calidad ambiental de la laguna urbana
La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
• Alberto J. Sánchez • Miguel Ángel Salcedo • Alberto A. Macossay-Cortez•
Yedith Feria-Díaz • Lucero Vázquez • Natalia Ovando • Leonardo Rosado •
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco, México
Resumen
La calidad del agua y la diversidad de la macrofauna epibentónica y de peces se
analizó en la laguna urbana La Pólvora en la temporada de estiaje. El potencial
de hidrógeno, sólidos suspendidos totales, oxígeno disuelto, demanda bioquímica
de oxígeno, nitratos y fósforo total cumplieron con las normas mexicanas vigentes
para uso recreativo de contacto secundario. En contraste, el contenido de coliformes
superó la norma y representa un riesgo de salud, pero la calidad del agua fue
calificada como buena, según los criterios establecidos por el Índice de Calidad del
Agua (WQI). El aumento al doble del contenido de fósforo total registrado en la
laguna La Pólvora 15 años antes explica el actual estado hipereutrófico obtenido. La
diversidad de macrofauna epibentónica y de peces se consideró baja en comparación
con otros ecosistemas limnéticos de la región debido a las pocas especies de moluscos
y peces capturados, así como a la ausencia de insectos acuáticos, macrocrustáceos y
peces de la familia Poeciliidae. La condición hipereutrófica, los elevados contenidos
de coliformes fecales, los bajos valores de diversidad de macrofauna epibentónica
y de peces, el porcentaje de especies exóticas y los valores bajos del factor de
condición de las 11 especies de peces, indican que esta laguna está en un proceso
de degradación ambiental y sugieren revisar el programa de manejo y su operación
en este ecosistema.
143
Palabras clave: calidad del agua, estado trófico, moluscos, peces, laguna urbana.
Introducción
La intensa interacción de la población circundante
con los lagos urbanos ha provocado
grandes presiones y modificaciones en estos
reservorios, que han afectado la calidad del agua
y la biodiversidad, así como su uso recreacional,
entre otros servicios (Birch y McCaskie, 1999;
Clemente et al., 2005; Lee et al., 2006; Mustapha,
2008). Sin embargo, estos efectos negativos no
han sido en general debidamente estudiados
e incorporados en sus programas de manejo
(Birch y McCaskie, 1999; Lee et al., 2006). Estos
lagos son reguladores de inundaciones, medios
de navegación y recreación, atractivos estéticos,
y mantienen o aportan hábitats en la ciudad
que conservan la biodiversidad regional (Elías-
Fernández et al., 2006; Mckinney y Charpentier,
2009). Además de los servicios ambientales,
estos lagos llegan a ser un componente clave
en el diseño de algunos parques urbanos,
como es el caso de La Pólvora, en la ciudad de
Villahermosa, Tabasco, México.
La Pólvora es un parque que registra
numerosos y frecuentes visitantes, que lo utilizan
para esparcimiento con opciones de
consumo de alimentos y para realizar ejercicio
en el andador que rodea a la laguna, lo que
obliga a las entidades públicas responsables
a mantener la calidad ambiental de la laguna
para proteger la salud de la población por su
uso recreativo de contacto secundario (DOF,
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 143-152

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
1998). A este uso y normatividad asociada se
suman las condiciones de conexión hidráulica
limitada y de recepción de escurrimientos en la
laguna, en una ciudad con manejo inadecuado
e ineficiente de deshechos (Ayuntamiento
de Centro, 2009). En este contexto, la laguna
principal del parque se evaluó en función de
su estado sanitario, trófico y de biodiversidad
de la macrofauna acuática, para resolver dos
preguntas: 1) si la degradación ambiental de
la laguna se ha incrementado con respecto al
estado registrado por Rodríguez (1996) y 2)
si sus niveles de contaminación rebasan los
valores permisibles para las aguas de reúso
en servicios al público con contacto indirecto
u ocasional. Para esta última pregunta se
aclara que la laguna de La Pólvora no recibe
aguas residuales, pero al cumplir la función de
uso de contacto secundario se puede aplicar
su normatividad para cubrir el propósito de
proteger al medio ambiente y la salud de la
población (DOF, 1998).
Métodos
El parque La Pólvora se ubica al sureste de la
ciudad de Villahermosa, Tabasco, México (17º
58’ 56’’ - 17º 58’ 45’’ N; 92º 55’ 30’’ y 92º 55’ 31’’
O) a 2 msnm. El sistema lagunar ubicado dentro
del parque La Pólvora es un ecosistema de
contacto que estuvo conectado con las lagunas
Mayito y Curahueso (Peña Marshall, datos no
publicados). En el presente, el parque incluye
dos embalses aislados entre sí, que suman
un área de 50 150 m 2 (figura 1). El embalse
principal fue rehabilitado totalmente en 1985,
144
Figura 1. Ubicación de los sitios de muestreo de la laguna del parque La Pólvora.

Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
mientras que el segundo embalse no, aunque
el andador bordea ambos embalses con bordes
de cemento, mientras que el segundo embalse
no. La rehabilitación se efectuó porque los
embalses perdían su nivel de agua (Rodríguez,
1996). La laguna principal de La Pólvora, con
una extensión de 40 650 m 2 , descarga al río
Grijalva mediante un canal construido para
mantener un nivel similar de agua durante
todo el año, aunque ésta ha recibido agua del
río Grijalva durante las inundaciones, por
ejemplo en 2007. El parque está rodeado de
edificios de oficinas de gobierno y educativas,
así como del mercado de La Sierra, los cuales
no descargan aguas residuales en la laguna La
Pólvora, pero sí influyen en la calidad del agua
de la misma por escorrentía.
El muestreo se realizó en el embalse principal
en la temporada de mínima inundación
(marzo de 2009), para generar una evaluación
rápida del estado actual de su condición
ambiental en la temporada en donde se
registra la menor variabilidad espacial debido
al mínimo efecto de las escorrentías. El diseño
de muestreo incluyó tres sitios de muestreo,
en donde se recolectó agua, macrofauna
epibentónica y peces. Cada sitio de muestreo
estuvo delimitado dentro de un triángulo, que
sirvió para demarcar tres subsitios equidistantes
(figura 1) y obtener repeticiones por sitio
de los parámetros del agua y de la macrofauna
colectada. Para calificar la calidad del agua con
respecto a la normatividad mexicana vigente
(DOF, 1998) y calcular los índices de la calidad
del agua (Water Quality Index-WQI) (Ott, 1970)
y del estado trófico (IET) de Carlson (1977), se
cuantificaron 12 parámetros fisicoquímicos y
biológicos (cuadro 1), los cuales se midieron in
situ o a través de las técnicas propuestas por
SCOR-UNESCO (1966), APHA (1992) y EPA
(1990). Ambos índices, WQI e IET, se calcularon
para medir la condición ambiental del agua.
En el punto central del triángulo se obtuvo
la muestra de agua para la determinación
de los coliformes fecales, oxígeno disuelto,
conductividad eléctrica y los parámetros
físicos (cuadro 1). Mientras, en los tres
subsitios equidistantes se recolectó agua a una
profundidad media para obtener una muestra
compuesta para determinar los otros cinco
parámetros fisicoquímicos incluidos (cuadro
1). Las muestras de agua se conservaron en
hielo a temperatura de 4 °C y fueron analizados
en laboratorio dentro de los tiempos
establecidos por las técnicas y normas mencionadas
con anterioridad en este párrafo.
145
Cuadro 1. Parámetros fisicoquímicos medidos en la laguna del parque La Pólvora (* = medidos in situ).
Parámetro
Norma
Temperatura*
pH*
NMX-AA-007-SCFI-2000
NMX-AA-008-SCFI-2011
Profundidad*
NMX-AA-014-1980
Trasparencia*
NMX-AA-014-1980
Oxígeno disuelto*
NMX-AA-012-SCFI-2001
Conductividad*
PROY-NMX-AA-093-SCFI-2009
Sólidos suspendidos totales
NMX-AA-034-SCFI-2001
Nitratos
NMX-AA-079-SCFI-2001
Fósforo total
NMX-AA-079-SCFI-2001
Clorofila a SCOR-UNESCO, 1966
DBO 5
NMX-AA-028-SCFI-2001
Coliformes fecales
NMX-AA-42-1987
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
146
La macrofauna se recolectó con una red
agallera de 50 m de largo por 2 m de alto y luz
de malla de 3”, una red de barra tipo Renfro
con una abertura de boca de 1.8 m y una luz de
malla de 0.8 mm, una atarraya con un diámetro
de 2.8 m y luz de malla de 1’’ y redes de cuchara
con un área de 0.117 m 2 y luz de malla de 1 mm.
La red agallera se dejó una hora. En cada sitio
de muestreo se efectuaron tres repeticiones en
los lados del triángulo con la red tipo Renfo y
seis repeticiones en los subsitios equidistantes
y lados del triángulo con la atarraya. La
macrofauna distribuida en la orilla se capturó
con tres redes de cuchara simultáneamente
durante diez minutos.
Los moluscos y peces fueron determinados
a nivel específico (Burch, 1982; Thompson,
1984; Weber, 1992; Armbruster, 2004; Miller et
al., 2005). La literatura sobre insectos acuáticos
y crustáceos se omitió, porque no fueron
capturados en este muestreo. El factor de
condición de los peces se calculó con la fórmula
K = W/L 3 (Lagler et al., 1984), en donde W =
peso húmedo (g) y L = longitud total (cm).
Resultados
En la laguna La Pólvora, los valores de la temperatura
son característicos de lagos cálidos
tropicales (25-26 °C). Asimismo, la profundidad
(de 0.6 a 3.5 m), conductividad eléctrica
(261-312 µS/cm) y trasparencia del agua (0.4-
0.5 m) con mínima variación indicaron que es
un embalse somero limnético productivo.
El intervalo del pH (de 7.0 a 7.8) y de sólidos
suspendidos fluctuaron mínimamente y son
adecuados como fuentes de abastecimiento
para uso público urbano y para servicios al
público con contacto indirecto u ocasional.
Los valores del oxígeno disuelto (de 5.1 a
7.0 mg/l) representaron una buena condición
para la vida acuática en humedales y superó
el límite inferior permisible como fuente de
abastecimiento para uso público urbano.
Asimismo, los registros de la DBO 5
(2-3 mg/l)
no superaron el límite máximo permisible para
los servicios al público con contacto indirecto
u ocasional. En este sentido, los contenidos
de nitratos (0.060 a 0.076 mg/l) reflejaron la
ausencia de descargas de aguas residuales de
origen doméstico, además de que no superaron
el límite para fuentes de abastecimiento para
uso público urbano.
Los valores de fósforo total (0.116-0.126
mg/l) y clorofila a (de 69 a 101 µg/l) correspondieron
con la condición hipereutrófica; no
obstante, los valores de PT resultaron inferiores
al del lineamiento de calidad del agua de
fuentes de abastecimiento para uso público
urbano.
Los registros de coliformes fecales variaron
de 7 500 a 15 000 NMP/100 ml, y superaron el
límite permisible para los servicios al público
con contacto indirecto u ocasional.
La laguna fue calificada con buena calidad
del agua (WQI = 72). Los parámetros
fisicoquímicos que determinaron el aumento
en el valor del índice fueron la saturación
de oxígeno disuelto (78%), el potencial de
hidrógeno (7.42), los contenidos de nitratos
(0.07 mg/l), el fósforo total (0.12 mg/l) y
el cambio de la temperatura (0.25 °C). En
contraste, las bacterias de coliformes fecales
(13 000 NMP/100 ml), la transparencia (0.41
m), los contenidos de sólidos (188 mg/l) y la
demanda bioquímica del oxígeno (2.86 mg/l)
definieron la disminución en el valor del
índice.
El embalse resultó hipereutrófico (IET = 73),
con valores promedio de transparencia de 0.41
m, de contenido de fósforo total de 0.12 mg/l
y de concentración de clorofila a de 85.44 µg/l.
En La Pólvora se recolectaron 184 especímenes
pertenecientes a tres familias, cuatro
géneros y cuatro especies de moluscos y
cinco familias, ocho géneros y 11 especies
de peces (cuadro 2). El gasterópodo exótico
Thiara tuberculata dominó con el 64% de la
abundancia total, seguido por el gasterópodo
Pomacea flagellata y el pez loricárido exótico
Pterygoplichthys pardalis, que juntos sumaron
17%. El restante 19% de la abundancia total
estuvo representado por las otras 12 especies
recolectadas (cuadro 2). La mayoría de los

Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
peces capturados fueron adultos, ya que
solamente tres especímenes de Dorosoma
anale y cuatro de Thorichthys pasionis fueron
juveniles. Los peces Paraneetroplus bifasciatus
(L = 324.05 ± 18.67 cm y W = 18.25 ± 0.46
g) y Pterygoplichthys pardalis (L = 259.2 ±
4.99 cm y W = 25.61 ± 0.26 g) fueron las dos
especies con mayor talla y peso promedio. El
valor reducido de diversidad (H’ = 1.42 bits/
individuos) se relacionó con los valores bajos
del factor de condición (K ≤ 0.113) (cuadro
2) en las 11 especies de peces, la ausencia de
insectos acuáticos, macrocrustáceos y peces de
la familia Poeciliidae, así como el número bajo
de especies de cíclidos capturados (cuadro 2).
El valor de equitatividad (J = 0.52) fue reflejo
de la dominancia numérica del caracol Thiara
tuberculata, y la semejanza en la abundancia de
las restantes 14 especies de moluscos y peces.
Discusión
La Pólvora es una laguna cálida tropical y
somera, según los criterios de Carp (1972), y
Salas y Martino (2001), en donde el potencial
de hidrógeno, sólidos suspendidos totales,
oxígeno disuelto, DBO 5
, nitratos y fósforo total,
cumplieron con la normatividad vigente para
uso recreativo de contacto secundario y fuente
de abastecimiento para uso público urbano
(DOF, 1998; LFDMA, 2009). Sin embargo, el
contenido de fósforo total se ha incrementado
al doble en los últimos 15 años, lo cual se refleja
en que la condición hipereutrófica obtenida en
este estudio difirió a la oligotrófica reportada
en La Pólvora, con una concentración de
fósforo total de 0.05 mg/l (Rodríguez, 1996).
La condición hipereutrófica en La Pólvora
coincidió con lo registrado para muchos lagos
147
Cuadro 2. Abundancia, peso y talla de la fauna distribuida en la laguna La Pólvora. El factor de condición
de los peces se calculó con la fórmula K = W/L 3 , en donde W = peso húmedo (g) y L = longitud total (cm).
En los moluscos se midió el largo de la concha (cm) y en peces la longitud total (cm).
Familia Especie Abundancia K
Moluscos
Ampullaridae Pomacea flagellata (Say, 1827) 19 -
Hidrobidae Pyrgophorus coronatus (Pfeiffer, 1840) 2 -
Thiaridae Thiara tuberculata (Muller, 1774) 118 -
T. granifera (Lamarck, 1822) 2 -
Peces
Clupeidae Dorosoma anale Meek, 1904 4 0.021 ± 0.003
Characidae Astyanax aeneus (Günter, 1860) 1 0.111
Ariidae Cathorops aguadulce (Meek, 1904) 1 0.088
Loricariidae Pterygoplichthys pardalis (Castelnau, 1855) 13 0.016 ± 0.001
Cichlidae Amphilophus robertsoni (Regan, 1905) 1 0.113
Oreochromis niloticus (Linnaeus, 1758) 1 0.104
Paraneetroplus bifasciatus (Steindachner, 1864) 7 0.047 ± 0.004
Paraneetroplus synspilus (Hubbs, 1935) 2 0.039 ± 0.032
Theraps heterospilus (Hubbs, 1936) 3 0.017 ± 0.012
Thorichthys meeki Brind, 1918 2 0.011 ± 0.004
T. pasionis (Rivas, 1962) 8 0.015 ± 0.749
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
148
urbanos (Quiros, 2000; Schueler y Simpson,
2001; González et al., 2004; Quiroz et al., 2004;
Hansen et al., 2007; Panigrahi et al., 2007; Oliva
et al., 2008).
En contraste con los seis parámetros
anteriores, los contenidos de coliformes fecales
superaron el límite permitido (1 000 NMP/100
ml) para los servicios al público con contacto
indirecto u ocasional, y la protección de la vida
acuática en humedales de México (DOF, 1998;
LFDMA, 2009) y la normatividad en otros países
(NC, 1999), lo que representa un riesgo para la
salud humana y ecológica (Mallin et al., 2000).
Como hipótesis, el origen de las coliformes
fecales puede ser por escorrentía, pues el
contenido de nitratos (< 4.0 mg/l) indica que
la laguna no recibe descargas de origen urbano
(Groffman et al., 2004). Contradictoriamente al
significado del contenido elevado de coliformes
fecales, el índice de la calidad de agua, WQI,
que tiene un enfoque de salud pública (Ott,
1970), caracterizó a la laguna La Pólvora con
buena calidad ambiental. La calificación de
buena calidad también se atribuyó a los valores
altos de saturación del oxígeno disuelto, que
en La Pólvora se interpretan en la elevada
producción fotosintética, como se ha reportado
en otros ecosistemas (Panigrahi et al., 2007).
En cambio, los valores de coliformes fecales,
sólidos totales y la trasparencia del agua
influyeron en la disminución de la calificación
del WQI.
El número de especies de moluscos resultó
similar a lo reportado para la laguna del Pozo
(Granados y Ramos, 1997) y menor al Parque
Estatal Agua Blanca (Rangel et al., 2004).
Los moluscos Pomacea flagellata, Pyrgophorus
coronatus y T. granifera capturados en La Pólvora
han sido frecuentemente registrados en otros
ecosistemas lénticos de la región (Rangel y
Gamboa, 2000; Sánchez et al., 2012a).
La ausencia de crustáceos contrastó con la
amplia distribución y dominancia numérica
del anfípodo Hyalella azteca, así como de los
carideos Potimirin mexicana y Macrobrachium
acanthurus, registrada en los ecosistemas
lénticos de la región y fuera de ella (Alcocer
et al., 2000; Mejía-Ortíz et al., 2001; Hart y
Lovvorn, 2005; Álvarez et al., 2005; Velasco
et al., 2005; Pereira y García, 2006; Barba y
Sánchez, 2007; Sánchez et al., 2007; Sánchez et
al., 2012a). La ausencia de insectos acuáticos,
anfípodos y poecilidos se atribuye a la ausencia
de macrofitas acuáticas, ya que su distribución
está asociada con hábitat estructurados como
macrófitas acuáticas y troncos hundidos
(Meschiatti et al., 2000; Velasco et al., 2005;
Rocha-Ramírez et al., 2007; Montalvo-Urgel
et al., 2010; Sánchez et al., 2012b), pues son
tolerantes a condiciones adversas de salinidad,
temperatura, pH y concentraciones de oxígeno
disuelto (Alcocer et al., 2000; Álvarez et al.,
2005).
La riqueza específica y la diversidad de
peces en la laguna La Pólvora fue menor en
comparación con las 19 especies registradas en
la laguna del Pozo (Granados y Ramos, 1997)
y mayor a lo reportado para el lago urbano
del parque Tezozómoc, los lagos Zempoala
y Tonatiahua, y los lagos de Chapultepec
(Alcocer et al., 2007; Quiroz et al., 2007; Sánchez
et al., 2007). La dominancia de especies de
las familias Cichlidae y Poeciliidae ha sido
frecuentemente reportada en los ecosistemas
acuáticos en la provincia Usumacinta (Vega-
Cendejas, 2001; Minckley et al., 2005; Rodiles-
Hernández et al., 2005; Macossay-Cortez et al.,
2011), lo cual coincidió para la primera familia
en La Pólvora, pero contrastó en el mismo
ecosistema debido a la ausencia de pecílidos.
Las capturas del caracol viajero Thiara
tuberculata, del pez diablo Pterygoplichthys
pardalis y de la tilapia Oreochromis niloticus
destacaron por ser especies exóticas que
representaron el 20% del total de especies y el
71% de la abundancia total de la macrofauna,
lo cual es un indicador importante en
ecosistemas acuáticos continentales, en donde
su permanencia se considera una de las causas
de la extinción de especies nativas, lo que
tiene diversos efectos en el funcionamiento
y servicios que ofrecen estos lagos urbanos,
independientemente de su origen (Comité
Asesor Nacional sobre Especies Invasoras,
2010).

Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
La baja diversidad faunística e incremento
de especies invasoras ha sido correlacionada
con la condición hipereutrófica en otros
ecosistemas acuáticos (Jewett et al., 2005;
Moreno y Callisto, 2006). Además, la baja
diversidad se ha relacionado a la mala calidad
del agua, ya que el estrés ha sido relacionado
con cambios metabólicos e incremento de la
energía requerida para mantener la homeostasis
y obtener alimento por su baja disponibilidad
(Sadauskas-Henrique et al., 2011).
Conclusiones
La condición de buena calidad del agua
definida para la laguna La Pólvora a través del
WQI enmascaró el problema de salud asociado
con la elevada concentración de coliformes
fecales. El origen de estos coliformes fecales
es principalmente por escorrentía, ya que los
valores de NO 3
y los datos de construcción
del parque indican que la laguna no se rellena
con aguas residuales. El cumplimiento de las
normas en la mayoría de los parámetros (OD,
SST, pH, DBO 5
y PT) indica que la calidad
del agua es adecuada con la normatividad
vigente para el uso recreativo de contacto
secundario, con la excepción de que los valores
de coliformes fecales representan un riesgo
sanitario. El aumento al doble del contenido
de fósforo total y del estado trófico registrado
en la laguna La Pólvora 15 años antes, la
condición hipereutrófica, los bajos valores de
diversidad de macrofauna epibentónica y de
peces, el porcentaje de especies exóticas, y los
valores bajos del factor de condición de las 11
especies de peces indican que esta laguna está
en un proceso de degradación ambiental. Esta
evaluación rápida sustenta la necesidad de
generar un monitoreo para apoyar el programa
de manejo de este parque.
Agradecimientos
A las autoridades de la Maestría en Ciencias Ambientales
y a la coordinación de la Coordinación de Vinculación y
Servicios por su apoyo en esta investigación efectuada en
el curso de Limnología de dicho posgrado.
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Recibido: 11/03/10
Aceptado: 09/04/12
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Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
151

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Sánchez et al., Calidad ambiental de la laguna urbana La Pólvora en la cuenca del río Grijalva
Abstract
SÁNCHEZ, A.J., SALCEDO, M.A., MACOSSAY-CORTEZ, A.A., FERIA-DÍAZ, Y.,
VÁZQUEZ, L., OVANDO, N. & ROSADO, L. Environmental quality of the La Polvora
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152
Water quality and the diversity of epibenthic macrofauna and fish was analyzed in La
Pólvora urban lagoon during low water season. The potential of hydrogen, total suspended
solids, dissolved oxygen, biochemical oxygen demand, nitrates and total phosphorus met
current Mexican norms for secondary contact recreational use. Nevertheless, values
for fecal coliforms exceeded the norms and represented a health risk, although the water
quality was classified as good according to the Water Quality Index. The doubling of total
phosphorus recorded 15 years earlier in La Pólvora lagoon helps to explain the current
hyper-eutrophic state. The diversity of epibenthic macrofauna and fish was lower than
other limnetic ecosystems in the region due to the small number of species of mollusks
and fish collected as well as the absence of aquatic insects and macrocrustaceans and fish
belonging to the Poecillidae family. This lagoon is shown to be undergoing environmental
degradation, as indicated by its hyper-eutrophic state, high values for fecal coliforms, low
values for diversity of epibenthic macrofauna and fish, the percentage of exotic species and
low values for the conditional factor of 11 fish species. These findings suggest the need to
review the management program and its operations in this ecosystem.
Keywords: water quality, trophic state, mollusks, fish, urban lagoon.
Dirección institucional de los autores
Dr. Alberto J. Sánchez
Dr. Miguel Ángel Salcedo
Diagnóstico y Manejo de Humedales Tropicales, CICART
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Av. Universidad s/n, Zona Cultura, Col. Magisterial,
Vhsa, Centro
86040 Tabasco, México
Teléfono: +52 (993) 3581 500, extensión 6472
alberthoj.sanchez@gmail.com
Alberto A. Macossay-Cortez
Yedith Feria-Díaz
Lucero Vázquez
Natalia Ovando
Leonardo Rosado
Posgrado en Ciencias Ambientales
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Av. Universidad s/n, Zona Cultura, Col. Magisterial,
Vhsa, Centro
86040 Tabasco, México
Teléfono: +52 (993) 3581 500

Nota técnica
La biofiltración sobre materiales
orgánicos, nueva tecnología sustentable
para tratar agua residual en pequeñas
comunidades e industrias
• Marco A. Garzón-Zúñiga •
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
• Gerardo Buelna •
Centro de Investigaciones Industriales de Quebec, Canadá
• Gabriela E. Moeller-Chávez •
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Resumen
La presencia de cantidades excesivas de materia orgánica, nutrientes, metales
pesados y substancias químicas en el agua constituye uno de los más inquietantes
problemas a los que están confrontados la mayoría de los países del mundo. Por
esta razón, el desarrollo sustentable prioriza el control, la reducción y el tratamiento
de las descargas urbanas, agrícolas, agroalimentarias e industriales a los cuerpos
de agua. Desafortunadamente, la complejidad de operación y los altos costos
de inversión y de mantenimiento asociados con los sistemas convencionales de
tratamiento de aguas residuales han limitado la aplicación de éstos en los pequeños
municipios, en las zonas rurales, y en la pequeña y mediana industria. El proceso
de biofiltración por percolación sobre material filtrante orgánico se ha desarrollado
en los últimos años en Canadá, con el fin de resolver la problemática y satisfacer las
necesidades de saneamiento de estos importantes sectores socioeconómicos. Este
proceso está basado en la capacidad que tienen ciertos medios orgánicos de actuar
como resinas naturales, capaces de fijar diferentes substancias contaminantes
mediante mecanismos de adsorción/absorción y de favorecer la implantación
de microorganismos capaces de biodegradar los contaminantes retenidos; al ser
una tecnología de tipo descentralizada que puede resolver problemas en muchas
zonas rurales y semi-urbanas, en México ha cobrado interés recientemente. Ha sido
probada a escala de laboratorio para tratamiento de efluentes urbanos e industriales,
utilizando materiales orgánicos de la región. Con base en los resultados obtenidos,
se instaló un primer sistema a escala real. El objetivo de este trabajo es presentar
los resultados de las principales realizaciones a escala real de esta tecnología y su
impacto en los sectores urbano (pequeños municipios, zonas rurales), agropecuario
(granjas porcinas) y agroalimentario (rastros avícolas) en Canadá y México.
153
Palabras clave: biofiltración, tratamiento in situ, sistema de bajo mantenimiento,
agua residual doméstica e industrial.
Introducción
El tratamiento de aguas residuales en regiones
aisladas se enfrenta a serias dificultades técnicas
y económicas asociadas con la contaminación
difusa, la dispersión geográfica y las condiciones
topográficas de los pequeños municipios, asentamientos
rurales y agroindustrias. Las tecnologías
convencionales, aplicables en varias situaciones,
exigen frecuentemente una inversión
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 153-161

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
154
considerable, y un personal técnico capacitado
para su operación y mantenimiento. Desafortunadamente,
la disponibilidad financiera de
estas regiones es muy limitada y con frecuencia
no existe personal técnico para supervisar los
sistemas de tratamiento.
Una solución lógica es la de tratar los
efluentes con tecnologías de tipo pasivo que
necesitan muy poca intervención técnica. El
proceso de biofiltración sobre medio de soporte
orgánico representa una de estas soluciones.
Las bases de esta tecnología son descritas en
Buelna y Belanger (1990), y en Lens et al. (1994),
quienes reportan las siguientes eficiencias de
tratamiento de agua residual municipal en
trabajos a escala laboratorio, utilizando como
materiales de soporte turba, astillas de madera
y corteza de confieras: ≥ 90% DQO; ≥ 99%
DBO 5
; ≥ 95% SST; 80% NTK, y ≥ 99% coliformes
fecales (CF).
El desarrollo tecnológico del proceso fue
iniciado en Canadá por el Centre de Recherche
Industrielle du Québec (CRIQ) en 1994, con
el fin de desarrollar tecnologías simples,
robustas, eficaces y de bajo costo para el tratamiento
de las aguas residuales generadas en
regiones aisladas. En el Instituto Mexicano
de Tecnología del Agua (IMTA), se vieron las
ventajas de esta tecnología y a principios de la
década de 2000 se comenzó a explorar su uso
para el tratamiento de efluentes industriales,
concluyendo que se trataba de una tecnología
muy prometedora, ya que se presentaron
excelentes eficiencias de remoción en el tratamiento
de aguas coloreadas con colorantes
Azo, y aguas de la industria petroquímica de
compuestos aromáticos clorados (Garzón-
Zúñiga, 2004). En 2005, el IMTA y el CRIQ
realizaron un proyecto en México para tratar
aguas residuales domésticas de regiones
tropicales y subtropicales por biofiltración
sobre materiales orgánicos endémicos: casahuate,
jacaranda, tabachín, bagazo de caña de
azúcar y fibra de coco (Garzón-Zúñiga et al.,
2007). Estos sistemas a escala de laboratorio
presentaron un buen desempeño en la
remoción de contaminantes: 98.7% DBO 5
; 84%
DQO; 99.99 CF, y 96.93% huevos de helminto
(HH) (Garzón-Zúñiga et al., 2008). Con base en
estos resultados se instaló un primer sistema a
escala real. Una pequeña planta que trata in situ
las aguas residuales de una escuela secundaria,
utilizando una mezcla de jacaranda y tabachín
como material orgánico filtrante, en la ciudad
de Cuernavaca, Morelos, México, ubicada
en una zona donde se carece de drenaje y las
aguas residuales se vierten a una barranca.
El objetivo de este trabajo es el de presentar
algunos ejemplos de aplicación a escala real de
esta nueva tecnología en Canadá y México.
Descripción del proceso de biofiltración
sobre materiales orgánicos
El proceso permite tratar simultáneamente
efluentes líquidos y gaseosos utilizando medios
orgánicos (Buelna et al., 1998). La tecnología se
basa en la capacidad que tienen ciertos medios
orgánicos de adsorber y absorber diferentes
substancias contaminantes y de favorecer la
implantación de microorganismos capaces de
biodegradarlas en CO 2
, N 2
, y H 2
O (Bélanger
et al., 1987). El medio filtrante está constituido
esencialmente de virutas de madera y fibras
orgánicas (p.e. de turba de sphaigne). Su
formulación (receta) es establecida en función
de las características del efluente a tratar y de
los objetivos de descarga. El medio orgánico
dura aproximadamente cinco años y puede
ser reutilizado como mejorador de suelos
agrícolas. La figura 1 muestra el principio de
funcionamiento del proceso.
Las aguas residuales alimentadas en la
superficie del biofiltro percolan a través del
medio filtrante, en donde son tratadas mediante
cuatro mecanismos naturales que actúan
simultáneamente: 1) filtración lenta y pasiva;
2) absorción, adsorción e intercambio iónico;
3) biodegradación, y 4) desinfección. El control
de la carga aplicada permite un equilibrio entre
el crecimiento y decrecimiento de la biomasa,
lo que conduce a una biodegradación pasiva
de los contaminantes, sin producción de lodos
biológicos. Las aguas residuales tratadas

Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
Figura 1 Principio de funcionamiento.
155
pueden ser reutilizadas o ser descargadas al
cuerpo receptor. Los efluentes gaseosos (malos
olores) pueden ser tratados simultáneamente,
haciéndolos pasar a contracorriente por el
biofiltro.
La figura 2 muestra algunas configuraciones
posibles del sistema de tratamiento.
El sistema es modular, lo que permite
adaptarlo en función de la complejidad del
efluente a tratar, de los objetivos de descarga
y del incremento de la descarga. En esta figura
se observa un sistema constituido por una
unidad separación sólido-líquido (fosa séptica,
sedimentador, flotador físico-químico), una
unidad de biofiltración (biofiltros primarios
y secundarios) y una unidad de descarga
(infiltración, irrigación).
Resultados
Los casos presentados en este documento son:
1) tratamiento de aguas residuales sanitarias
y municipales (Bic, Kipawa); 2) tratamiento
del efluente de una industria agroalimentaria
(rastro avícola Giannone Inc.); 3) tratamiento
del estiércol de puerco en zonas saturadas
en nitrógeno y fósforo (Viaporc Inc.); 4)
tratamiento del estiércol de puerco en
zonas no saturadas (granja Purporc), y 5)
tratamiento de aguas residuales sanitarias
en clima subtropical (escuela secundaria en
Cuernavaca). Los casos seleccionados operan
ininterrumpidamente desde hace cuando
menos dos años y medio. La configuración del
sistema de tratamiento utilizado en cada caso
y las eficiencias obtenidas se presentan en el
cuadro 1. Este cuadro revela que la eficiencia
global de tratamiento se sitúa entre 90 y
99%, en función de los diferentes parámetros
estudiados. Es importante mencionar que
estas eficiencias se han mantenido constantes
desde el inicio de la operación de los sistemas.
En efecto, los mecanismos de tratamiento
que intervienen en los biofiltros los protegen
contra los efectos de las variaciones de
carga y de la temperatura, lo que confiere
al sistema una gran estabilidad. Gracias a la
simplicidad del proceso de biofiltración sobre
lecho orgánico, las intervenciones necesarias
para la operación y el mantenimiento son
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
156
Figura 2. Configuración del sistema de tratamiento.
mínimas (tres horas por semana de personal
no especializado).
Tratamiento de aguas residuales sanitarias
(Bic) y municipales (Kipawa)
Bic. Este sistema trata 1 m 3 /d de aguas
residuales sanitarias (WC + lavabos) de
una fábrica de alimentos balanceados para
animales. El sistema está constituido por una
fosa séptica convencional de 4 m 3 (tratamiento
primario) seguida de un biofiltro de 7 m 3
(tratamiento secundario). Las aguas tratadas
son descargadas a un pozo de infiltración de
30 m 2 . El sistema opera ininterrumpidamente
desde el mes de marzo de 1998. Los resultados
obtenidos muestran que la eficiencia promedio
del sistema es de 96% para la DBO 5
, 99% para
los SST y superior a 90% para el N-NTK. El
agua descargada es límpida e inodora (Buelna
et al., 2001).
Kipawa. Este sistema trata 125 m 3 /d de
aguas residuales generadas por un pequeño
municipio de 225 habitantes. El sistema está
constituido por una fosa séptica convencional
de 150 m 3 , que asegura el tratamiento primario
y que precede a un tanque de regulación
hidráulica (TRH = 24 h). Las aguas residuales
son dirigidas hacia la unidad de tratamiento
secundario, integrada por tres biofiltros de
168 m 3 cada uno. El efluente de los biofiltros
es descargado directamente al lago Kipawa. El
sistema opera ininterrumpidamente desde el
mes de enero de 2001. Los resultados obtenidos
muestran que el sistema permite descargar al
lago en efluente con concentraciones inferiores
a 10 mg/l de DBO 5
, y de SST, y a 5 mg/l de
N-NH 4+
. El agua descargada es límpida e
inodora (Buelna et al., 2001).
Tratamiento del efluente de una industria
agroalimentaria (rastro avícola Giannone)
Este sistema trata 450 m 3 /d de aguas residuales
industriales y sanitarias generadas por
un rastro avícola. El sistema está constituido
por un pretratamiento (separador helicoidal,

Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
Cuadro 1. Configuración del sistema y eficiencias de tratamiento.
Efluente
(resultados promedio de varios años)
Objetivo
(mg/l)
Parámetro
Volumen total de
biofiltros
(m 3 )
Gasto/
configuración
Inicio de operación
Efluente
biofiltro
(mg/l)
Influente
biofiltro
(mg/l)
Tipo de
efluente
Proyecto
Bruto
(mg/l)
DBO 5
150 110 6 < 15
7
1 m³/d.
Fosa séptica.
Biofiltro sobre material orgánico.
Pozo de infiltración.
Enero de 1998
SST 200 50 2 < 15
P 9 9 8 -*
Aguas residuales
sanitarias
Meunerie Bic
NTK 110 110 30 -*
Coliformes 10 5 10 4 10 2 < 10 4
DBO 5
200 140 5 < 40
504
125 m³/d.
Fosa séptica.
Biofiltro sobre material orgánico.
Descarga a lago.
Enero de 2001
SST 130 60 5 < 7
P 3 3 3 1
Aguas residuales
municipales
Eagle Village First
Nation Kipawa
N-NH 4
+
20 20 3 < 12
Coliformes 10 6 10 6 10 4 10 3****
DBO 5
35 000 14 000 30 < 100
1 473
17 m³/d.
Físico-químico.
Biofiltro sobre material orgánico.
Pozo de infiltración.
Enero de 2000
SST 40 000 500 20 < 100
Granja porcina
(zona saturada)
Viaporc Inc.
P 1 100 75 20 < 50
NTK 5 000 2 000 50 < 200
DBO 5
2 200 700 15 < 30
2 250
450 m³/d.
Físico-químico.
Biofiltro sobre material orgánico.
Descarga al río.
Julio de 1999
(agrandado en 2003)
SST 1 000 70 5 < 30
P 30 2 2 1***
Rastro
avícola
Volaille Gianonne Inc.
NTK 250 230 100 -*
Coliformes 10 8 10 6 10 4 10 2****
G & A 300 5 5 < 15
DBO 5
264 101 7 30
128
18 m 3 /d.
Fosa séptica.
Biofiltro sobre material orgánico sin
aireación.
Descarga a barranca.
Marzo de 2007
SST 109 79 5 40
P 13 13 12 5 ***
NTK 326 321 23 -*
Aguas residuales
sanitarias
Escuela secundaria
# 2, Cuernavaca
Huevos de helminto 5 1 0 ≤ 1
Coliformes 10 8 10 6 10 4 ≤ 10 3 ****
* Parámetro no normalizado.
* La irrigación se efectúa en función de un Plan Agro-Ambiental de Fertilización (PAAF) y no de un objetivo de descarga.
*** Necesidad de optimizar el pretratamiento.
**** Desinfección final necesaria.
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
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trampa de grasas, sedimentador), un tanque
de regulación hidráulica de 200 m 3 , un flotador
fisicoquímico de 100 m 3 , dos biofiltros
primarios de 750 m 3 cada uno y un biofiltro
secundario de 750 m 3 . El efluente tratado es
descargado directamente al río Chicot. El
sistema opera ininterrumpidamente desde el
mes de julio de 1999. Los resultados obtenidos
muestran que la eficiencia promedio del
sistema es de 99% para la DBO 5
y los SST; de
98% para las grasas y aceites, y de 85% para
el N-NTK. El agua descargada es límpida e
inodora (Dubé et al., 2002).
Tratamiento del estiércol de puerco en región
saturada en nitrógeno y fósforo (Viaporc)
Viaporc Inc. es una granja porcina situada
en una zona saturada en nitrógeno y fósforo
a causa de la intensa actividad agrícola y
pecuaria. Esta granja produce 4 500 puercos de
100 kg por año y genera 12 m 3 /d de estiércol.
El sistema de tratamiento está constituido
por un tanque de regulación hidráulica, una
unidad de flotación fisicoquímica de 15 m 3 /h,
dos biofiltros primarios de 491 m 3 cada uno,
un biofiltro secundario de 491 m 3 y un pozo
de infiltración de 25 × 30 m para la descarga
final del efluente tratado. El sistema opera
ininterrumpidamente desde el mes de enero
de 2000. Los resultados obtenidos muestran
que la eficiencia de tratamiento del sistema
es superior a 99% para la DBO 5
y los SST, de
96% para el N-NTK y de 99% para el fósforo.
El agua descargada es límpida e inodora (Dubé
et al., 2005).
Tratamiento del estiércol de puerco en región
no saturada con problemas de malos olores
(granja Purporc S.E.N.C.)
Purporc S.E.N.C. es una granja porcina situada
en una zona confrontada a problemas de
cohabitación con los habitantes de la región,
por causa de los riesgos de contaminación de
mantos freáticos y de aguas superficiales, así
como por los malos olores. Esta granja, de 1
200 vientres, genera 27 m 3 /d de estiércol. El
sistema de tratamiento instalado ahí está
constituido por un tanque de regulación
hidráulica de 150 m 3 , de dos sedimentadores
naturales de 20 m 3 cada uno, dos biofiltros
primarios de 750 m 3 cada uno, un biofiltro
secundario de 750 m 3 y un tanque de
almacenamiento para la reutilización del
agua tratada en la irrigación. El sistema opera
ininterrumpidamente desde el mes de febrero
de 1999. Los resultados obtenidos muestran
que la eficiencia de tratamiento del sistema es
de 99% para la DBO 5
y los SST; de 91% para
el N-NTK, y de 69% para el fósforo. El agua
descargada es límpida e inodora (Turgeon et
al., 2003). Las medidas sensoriales efectuadas
muestran que la tecnología permite reducir en
más de 80% la intensidad del olor (Buelna et
al., 2005).
Tratamiento de aguas residuales sanitarias en
clima subtropical (Cuernavaca)
Escuela secundaria. La escuela cuenta con
una población de 1 500 alumnos y maestros
que asisten diariamente. El sistema tiene una
capacidad de 18 m 3 /d de aguas residuales
sanitarias (WC + lavabos) y está constituido
por una fosa séptica dividida en tres cámaras
de 27 m 3 (retiene, SST y G, y A), seguida de
un cárcamo de regulación de 9 m 3 , del cual
el agua residual pasa a un biofiltro de 128
m 3 (tratamiento secundario). El efluente del
biofiltro es descargado en la barranca, pero
existe el interés por reutilizarlo en riego de
áreas verdes, ya que presenta una calidad que
permitiría cumplir con las normas mexicanas y
americanas para tal fin. Presenta una remoción
de 97.5% de la DBO 5
; 95.4% de los SST; 92.9%
del NTK (a pesar de que la concentración de
entrada es > 300 mg/l); 4 unidades log. de CF
y 100% de los huevos de helminto. El agua que
se descarga es translúcida, limpia e inodora. El
sistema opera de forma continua desde marzo
de 2007.

Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
Características particulares de los
biofiltros sobre material orgánico
De acuerdo con Garzón-Zúñiga y Buelna (2011),
los biofiltros sobre lecho orgánico presentan
dos características que los diferencian de los
filtros rociadores convencionales (“trickling
filtres”), los cuales también son percoladores.
Las dos características son: 1) el tipo de
material de empaque, que en los segundos
es sintético o mineral, y 2) la carga hidráulica
que se aplica, la cual en los biofiltros sobre
lecho orgánico es aproximadamente 10 veces
menor a la que se aplica a los filtros rociadores.
Estas dos características inducen una serie
de diferencias entre ambos sistemas: los
biofiltros sobre lecho orgánico requieren de
grandes superficies seccionales de reactores y
la carga hidráulica que pueden tratar es menor
a la que se trata en un filtro rociador de baja
tasa; sin embargo, los biofiltros sobre lecho
orgánico pueden alcanzar mejores eficiencias
de remoción de DQO, DBO 5
, N-NH 4
+
y a un
menor costo de operación, en comparación
con los filtros rociadores. Además, pueden
nitrificar, desnitrificar y remueven hasta 65%
del NT, y remueven entre 4 y 8 unidades
logarítmicas de coliformes fecales, y entre 98 y
100% de los huevos de helminto. Por otra parte,
si se compara a los sistemas de biofiltración
sobre lecho orgánico con otras tecnologías
pasivas, como son los humedales artificiales
y los sistemas de lagunas, en función del área
superficial que requieren estos sistemas, los
biofiltros utilizan una quinta parte del área de
un humedal, y entre 10 y 12 veces menos que el
área requerida por un sistema de lagunas para
obtener calidades de efluente similares.
Conclusiones
Los resultados obtenidos durante más de seis
años de operación a escala real revelan que la
eficiencia global de tratamiento del proceso
de biofiltración sobre lecho orgánico se sitúa
entre 90 y 99%, en función de los diferentes
parámetros estudiados, y que ésta se mantuvo
estable desde el inicio de la operación de los
sistemas. El agua tratada está libre de malos
olores. La calidad del efluente producido
por el sistema permite contemplar su reúso
en el riego de áreas verdes (jardines, campos
de golf), en agricultura, lavado y recarga de
mantos freáticos. Las aguas tratadas pueden
igualmente ser descargadas en lagos y ríos,
sin afectar la calidad del agua del cuerpo
receptor. Gracias a la simplicidad del proceso,
se requieren solamente tres horas por semana
de personal no especializado para su operación
y mantenimiento.
Estos resultados permiten concluir que la
biofiltación sobre lecho orgánico constituye
una tecnología robusta, segura, simple y
eficaz, adaptada a la problemática ambiental
de las regiones aisladas. Sus bajos costos de
inversión y mantenimiento, su simplicidad de
operación y de mantenimiento, hacen de esta
tecnología una alternativa muy interesante
para el tratamiento de las aguas residuales
generadas por las pequeñas comunidades, los
asentamientos rurales y las agro-industrias.
En un contexto de desarrollo sustentable
sería oportuno adaptar esta tecnología al
contexto específico de los países iberoamericanos.
La identificación de materiales
autóctonos y la implantación de vitrinas de
demostración tecnológica constituyen sin
duda las primeras actividades por realizar.
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Recibido: 17/11/09
Aceptado: 28/03/12
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Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
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Garzón-Zúñiga et al., La biofiltración sobre materiales orgánicos, nueva tecnología sustentable para tratar agua residual en...
Abstract
GARZÓN-ZÚÑIGA, M.A., BUELNA, G. & MOELLER-CHÁVEZ, G.E. Biofiltration
on organic media, a new sustainable technology for wastewater treatment in small
communities and industries. Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No.
3, July-September, 2012, pp. 153-161.
The large amounts of organic matter, nutrients, heavy metals and other chemical substances
in water is one of the most troubling problems faced by all countries worldwide. Therefore,
the priorities for sustainable development are the control, reduction and treatment of
wastewater from urban, agricultural, agro-industrial and industrial discharges into water
bodies. Unfortunately, the operational complexity and high investment and maintenance
costs associated with conventional wastewater treatment systems have limited their usage
in small municipalities, rural zones and small and medium industries. The biofiltration
process on organic medium has recently been developed in Canada in order to solve the
sanitation problems and meet its needs in these important sectors. This process is based
on the capacity of certain organic media to act as natural resins, which are able to retain
different types of pollutants through adsorption/absorption mechanisms and contribute to
the settling of microorganisms capable of degrading the entrapped pollutants. Because this
technology is decentralized and can resolve problems in many rural and semi-urban zones,
it has recently been of interest in Mexico. It has been tested in the laboratory for treating
urban and industrial wastewater using organic materials in the region and the first realscale
system has been installed. Therefore, the objective of this research is to present the main
results obtained for this technology at the real-scale and its impact on the urban sectors
(small municipalities and rural zones) and agro-industry (pig and poultry farms) in Canada
and Mexico.
161
Keywords: biofiltration, in-situ treatment system, low maintenance system, domestic and
industrial wastewater.
Dirección institucional de los autores
Dr. Marco Antonio Garzón Zúñiga
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua
Subcoordinación de Tratamiento de Aguas Residuales
Paseo Cuauhnáhuac 8532, colonia Progreso
62550 Jiutepec, Morelos, México
Teléfono: +52 (777) 3293 600, extensión 894
Fax: +52 (777) 3293 663
mgarzon@tlaloc.imta.mx
Dr. Gerardo Buelna
Dirección de Medio Ambiente y Centro de Investigación
Industrial de Quebec Canadá
333, rue Franquet
Quebec (Quebec) G1P 4C7
Quebec, Canadá
Teléfono: +52 (418) 6591 550 y 1 800 6672 386, 2609
Fax: +52 (418) 6522 202
Gerardo.Buelna@criq.qc.ca
Dra. Gabriela Moeller Chávez
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
Coordinación de Tratamiento y Calidad del Agua
Paseo Cuauhnáhuac 8532, colonia Progreso
62550 Jiutepec, Morelos, México
Teléfono: +52 (777) 3293 661 y 3293 600, extensión 553
Fax: +52 (777) 3194 381
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua
gmoeller@tlaloc.imta.mx
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Arroyo La Leche, afluente del Río Verde, Oaxaca, México.
Foto: Alejandro Ruiz López.

Nota técnica
Resultados de 35 batimetrías de la región
centro-noreste de México, según el
Diagrama Universal de Sedimentación en
Embalses de Zhide Zhou
• Daniel Francisco Campos-Aranda •
Profesor Jubilado de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, México
Resumen
De inicio se citan varios conceptos en relación con los embalses y su sedimentación.
Enseguida se describe con detalle el llamado Diagrama Universal de
Sedimentación en Embalses (DUSE), propuesto por Zhide Zhou en 1993. Este
diagrama permite representar la sedimentación ocurrida en cualquier presa o
embalse, en función de dos de sus parámetros más relevantes: su capacidad total
y su volumen escurrido medio anual. Los resultados numéricos de 35 batimetrías
realizadas en presas medianas y pequeñas de la región centro y noreste de
México se dibujaron en el DUSE y se interpretó su ubicación. Se concluye que el
DUSE es una herramienta útil, la cual permite una caracterización regional de la
sedimentación ocurrida en sus embalses.
Palabras clave: presas, embalses, sedimentos, escurrimiento medio anual,
capacidad total.
163
Introducción
Las presas o embalses son las obras hidráulicas
básicas del aprovechamiento de los recursos
hidráulicos; su objetivo fundamental consiste
en guardar los escurrimientos excedentes a la
demanda y utilizarlos cuando ésta resulta
superior. Bajo tal planteamiento, existen
dos tipos de embalses: (1) los estacionales,
comúnmente pequeños, que guardan agua de
la época de lluvias y la utilizan en el estiaje
siguiente; (2) los hiperanuales, generalmente
grandes, que almacenan agua de los años
húmedos y la emplean en los años secos.
Debido a que el escurrimiento de todos los
ríos transporta sedimentos, ambos tipos de
embalses siempre están sometidos a un proceso
de sedimentación, el cual reduce su capacidad
para almacenar agua.
Los sedimentos que transporta el escurrimiento
se originan en los procesos de erosión
que ocurren en la cuenca; además, existen
mecanismos de socavación en el propio cauce
y en sus orillas, que también producen material
que se moverá debido a la turbulencia del flujo
en el río. De acuerdo con la manera en que es
transportado el sedimento en el río, éste se
clasifica en dos grandes tipos: (a) en suspensión,
cuando está sostenido por la turbulencia y (b)
en el fondo, cuyo avance puede ser rodando,
saltando o deslizándose (Fabián-Rivera et al.,
2005).
La medición de los sedimentos en un río
tiene muchas dificultades, unas provienen de la
complejidad de los procesos de erosión, transporte
y depósito dentro del propio cauce, otras
de los costos asociados con tales mediciones y,
finalmente, otras relativas a la carencia de un
programa exclusivo para obtener este tipo de
datos, en el estiaje y en la época de crecientes,
así como en suspensión y en el fondo, ya que
rutinariamente sólo se muestrea el transporte de
sólidos cerca de la superficie (Fabián-Rivera et
al., 2005).
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012, pp. 163-173

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
164
Por otra parte, ante la presión que ejerce el
aumento de la demanda para todos los usos,
originada por el crecimiento poblacional, el
incremento de la productividad y la búsqueda
de mejores nivel de vida, resulta inadmisible
perder capacidad de almacenamiento en los
embalses, pues ello significa menor garantía
para el abastecimiento e incluso la falla para
surtir la demanda. En este contexto, es muy
importante saber qué capacidad útil tiene
cada embalse que lleva años en operación.
Ante la escasez de datos sobre sedimentos,
para realizar las estimaciones necesarias, las
batimetrías resultan ser una práctica económica
y confiable para obtener una aproximación
numérica a la sedimentación ocurrida en cada
embalse (Vanoni, 1975; Bruk, 1985; Morris y
Fan, 1998; Mobayed-Khodr, 2002).
Con esto último en mente, hacia mediados
de los años setenta se inició en la entonces
Secretaría de Recursos Hidráulicos (SRH) un
programa de levantamientos batimétricos de
embalses pequeños y medianos en la región
centro-noreste del país, el cual se intensificó
en la década de los años ochenta, llegándose
a completar 35 batimetrías. Los resultados de
tales batimetrías son ahora procesados para su
vaciado e interpretación en el llamado Diagrama
Universal de Sedimentación en Embalses (DUSE) y
ello constituye el objetivo de este trabajo.
Desarrollo
Información procesada de batimetrías
Entre 1926 y 1946, todos los aspectos asociados
con la planeación, diseño y construcción de las
presas en el país eran realizados por la Comisión
Nacional de Irrigación, la cual se transformó, en
1947, en la Secretaría de Recursos Hidráulicos
(SRH), misma que operó hasta 1976, cuando
se fusionó con la Secretaría de Agricultura y
Ganadería, para establecer la Secretaría de
Agricultura y Recursos Hidráulicos (SARH),
precursora de la actual Comisión Nacional
del Agua, que nace en 1989. En la SRH existió
la Dirección de Pequeña Irrigación, que tenía
cuatro subdirecciones regionales, una de ellas,
la Noreste, abarcaba los estados de Chihuahua,
Coahuila, Nuevo León, Tamaulipas, Durango,
Zacatecas, Aguascalientes y San Luis Potosí.
En la Subdirección Regional Noreste se
inició a mediados de los años setenta un programa
de levantamientos batimétricos, orientado
a encontrar indicadores reales de la
sedimentación en embalses de tal región. Tal
programa duró más de diez años y en total se
realizaron 35 batimetrías. Las características
generales de las 35 presas y los resultados de
sus respectivas batimetrías se presentan en el
cuadro 1, en las columnas 1 a 7 (González-Ortiz,
1996; González-Ortiz y Campos-Aranda, 1996).
En estas referencias se tienen coordenadas y
mapas de detalle que establecen la ubicación
de las 35 presas del cuadro 1. En la figura 1
se muestra su localización aproximada, según
numeración del cuadro 1.
Diagrama Universal de Sedimentación en
Embalses (DUSE)
Zhide Zhou del International Research and
Training Center on Erosion and Sedimentation
de Beijing, China, indica que en este país existen
82 848 presas, de las cuales 18 000 son grandes,
pues su cortina tiene más de 15 metros de
altura. De acuerdo con 231 batimetrías llevadas
a cabo a inicios de los años ochenta a presas
medianas y grandes, con capacidad mayor de
10.0 millones de m 3 (Mm 3 ), se encontró que el
14.3% del total del volumen de almacenamiento
estaba ocupado por sedimentos y que la
pérdida promedio anual de capacidad en los
embalses de China es del 2.3%, la mayor del
mundo (Zhou, 1993).
Como ya se indicó, cada río transporta
sedimentos y, por lo tanto, en todos los embalses
ocurrirá un proceso de sedimentación. Para
caracterizar tal proceso, Zhide Zhou definió
dos cocientes adimensionales: uno para las
abscisas (F) y otro para las ordenadas (Y) de
un gráfico logarítmico, en el cual se puede
dibujar la sedimentación ocurrida en cualquier
embalse; F es el cociente entre la capacidad

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
165
Figura 1. Localización aproximada de las 35 presas. Numeración según el cuadro 1.
total del embalse (CT) y el volumen escurrido
medio anual (VEMA), ambas cantidades
expresadas en millones de m 3 (Mm 3 ); Y es el
cociente entre CT y el volumen de sedimentos
medio anual (VSMA) que llegan a tal embalse,
nuevamente ambas en Mm 3 . Tres líneas rectas
definen igual número de grupos de embalses,
según la concentración de sedimentos en el río:
I) de baja concentración, menor que 1 kg/m 3 ;
II) de concentración media, cuando la cantidad
de sedimentos oscila entre 1 y 10 kg/m 3 , y III)
de alta concentración, cuando el transporte de
sólidos es mayor de 10 kg/m 3 (Zhou, 1993).
El gráfico así definido se llama Diagrama
Universal de Sedimentación en Embalses
(DUSE). El construido por Zhide Zhou se
muestra en la figura 2, cuya relación de embalses
dibujados se tiene en el cuadro 2. En el
DUSE, las presas que tienen gran capacidad
en relación con el VEMA se ubican hacia
el lado derecho, caso de las hiperanuales y
almacenamientos de las zonas áridas. Respecto
al VSMA, las presas con aportaciones bajas se
localizan hacia arriba del gráfico.
Cálculo de los coeficientes adimensionales F
y Y
Para dibujar los resultados de las 35 batimetrías
realizadas en presas pequeñas y medianas de
la región centro-noreste de México, se dividió
el volumen de sedimentos calculado entre el
número de años de operación y ello condujo
al valor del VSMA. Lógicamente se tiene como
dato el volumen o capacidad total de la presa
(CT). Lo que presentó más dificultades para su
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
166
Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Cuadro 1. Características generales de las 35 presas indicadas, sus batimetrías y resultados de los cálculos necesarios para dibujarlos en el Diagrama Universal
de Sedimentación en Embalses.
Vol. de sed.
Años inicial y de la
CT
VEMA
medio
Capacidad total
Área de
Nombre de la
Presa
Φ =
VEMA*
Ψ =
CT
(Mm 3 ) VSMA
PMA (CE)*
batimetría (lapso de
Estado
anual (VSMA,
inicial (CT, Mm 3 )
cuenca (A, km 2 )
presa
número
funcionamiento)
Mm 3 )
1 El Niágara Ags. 4 844.0 1963-1985 (22) 16.500 0.0518 540 (0.075) 196.182 318.5 0.084
Abelardo L.
2
Ags. 200.0 1930-1985 (55) 28.700 0.1262 560 (0.090) 10.080 227.4 2.847
Rodríguez
3 La Codorniz Ags. 172.0 1966-1983 (17) 5.340 0.0317 555 (0.095) 9.069 168.5 0.589
4 El Saucillo Ags. 118.7 1940-1984 (44) 6.800 0.0114 470 (0.070) 3.905 596.5 1.741
5 Peña Blanca Ags. 92.6 1964-1983 (19) 4.420 0.0193 535 (0.090) 4.459 229.0 0.991
6 Pilotos Ags. 79.4 1973-1983 (10) 0.816 0.0117 535 (0.090) 3.823 69.7 0.213
7 Ordeña Vieja Ags. 73.1 1974-1983 (9) 4.051 0.0086 510 (0.090) 3.355 471.0 1.207
8 El Cedazo Ags. 60.3 1960-1983 (23) 1.200 0.0330 470 (0.070) 1.984 36.4 0.605
9 Priedritas Coa. 3 015.0 1968-1988 (20) 22.062 0.2592 250 (0.050) 37.688 85.1 0.585
10 Alto de Norias Coa. 31.5 1968-1987 (19) 2.807 0.0439 280 (0.060) 0.529 63.9 5.306
11 Talamantes Chi. 605.0 1902-1987 (85) 31.000 0.0282 450 (0.080) 21.780 1 099.3 1.423
12 Tenasco Jal. 150.0 1961-1983 (22) 10.500 0.0615 627 (0.135) 12.700 170.7 0.827
13 La Boca NL 266.0 1957-1987 (30) 17.130 0.0431 650 (0.160) 27.664 397.4 0.619
14 Agualeguas NL 116.0 1967-1983 (16) 10.772 0.0368 610 (0.105) 7.430 292.7 1.450
15 Sombreretillo NL 64.4 1968-1984 (16) 5.562 0.0351 600 (0.100) 3.864 158.5 1.439
16 Loma Larga NL 27.6 1964-1984 (20) 4.416 0.0113 605 (0.110) 1.837 390.8 2.404
17 Ojo Caliente SLP 250.0 1966-1983 (17) 10.255 0.0476 480 (0.085) 10.200 215.4 1.002
18 San José SLP 167.0 1905-1975 (70) 7.500 0.0400 385 (0.120) 7.700 187.5 0.974

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
Cuadro 1 (continuación). Características generales de las 35 presas indicadas, sus batimetrías y resultados de los cálculos necesarios para dibujarlos en el Diagrama Universal
de Sedimentación en Embalses.
19 El Peaje SLP 81.0 1950-1976 (26) 8.000 0.0538 530 (0.190) 8.157 148.7 0.981
20 Álvaro Obregón SLP 66.0 1940-1982 (42) 3.904 0.0301 750 (0.140) 6.930 129.7 0.563
21 Mexquitic SLP 57.0 1926-1982 (56) 5.000 0.0030 410 (0.100) 2.337 1 666.7 2.139
22 El Tecolote SLP 37.8 1968-1983 (15) 2.035 0.0065 425 (0.105) 1.687 313.1 1.206
23 La Loba Tam. 234.0 1969-1986 (17) 3.400 0.0647 680 (0.110) 17.503 52.6 0.194
24 La Lajilla Tam. 117.0 1964-1985 (21) 6.180 0.0173 650 (0.110) 8.366 357.2 0.739
25 El Chamal Tam. 75.9 1967-1984 (17) 8.154 0.0216 750 (0.120) 6.831 377.5 1.194
26 El Oyul Tam. 40.6 1973-1985 (12) 10.319 0.0391 1 120 (0.250) 11.368 263.9 0.908
27 El Cazadero Zac. 5 167.0 1964-1985 (21) 58.100 0.2852 450 (0.070) 162.761 203.7 0.357
28 Tayahua Zac. 2 601.0 1974-1988 (14) 38.190 0.0372 570 (0.080) 118.606 1 026.6 0.322
29 Palomas Zac. 347.0 1970-1987 (17) 8.000 0.1006 510 (0.120) 21.236 79.5 0.377
30 Achimec II Zac. 232.5 1969-1983 (14) 9.000 0.0259 485 (0.110) 12.404 347.5 0.726
31 Víboras Zac. 231.0 1948-1987 (39) 2.000 0.0110 470 (0.105) 11.400 181.8 0.175
32 Santos Bañuelos Zac 134.9 1976-1983 (7) 3.000 0.0036 630 (0.170) 14.448 833.3 0.208
33 Dolores Zac. 120.0 1972-1987 (15) 4.912 0.0447 550 (0.125) 8.250 109.9 0.595
34 Susticacán Zac. 93.2 1966-1984 (18) 5.330 0.0056 470 (0.150) 6.571 951.8 0.811
35 Chuihuila Zac. 84.0 1970-1986 (16) 6.000 0.0650 715 (0.170) 10.210 92.3 0.588
PMA: precipitación media anual, en milímetros.
CE: coeficiente de escurrimiento medio anual, adimensional.
VEMA: volumen escurrido medio anual, en millones de m 3 .
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
167

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
30 000
20 000
10 000
2
1
5 000
3
2 000
5
6
4
1
1 000
7
168
Cociente adimensional Ψ
500
200
100
50
20
10
9
10
11
12 10
11 9 8
12
15
13
4
6
5
14
7
I II III
13
14 10
16
14
15 13 12 11
8
17
5
7
6
4
3
2 1
2
3
9
8
5
16
17
18
2
1
0.005 0.01 0.02 0.05 0.1 0.2 0.5 1 2 5 10
Cociente adimensional Φ
Figura 2. Diagrama Universal de Sedimentación en Embalses de Zhide Zhou (1993).
estimación fue el VEMA, ya que al no contar
con información hidrométrica en tales presas,
su estimación se abordó a través del método
del coeficiente de escurrimiento (Campos-
Aranda, 2009a), cuya fórmula es:
VEMA=
CE PMA A
1 000
(1)
en la cual, el VEMA está en Mm 3 , CE es el
coeficiente de escurrimiento medio anual,
adimensional; PMA es la precipitación media
anual en la cuenca, en milímetros, y A es el
área de ésta, en km 2 . La PMA se estimó con
base en las cartas de tal variable del INEGI
(1980), definiendo con las curvas isoyetas su
orden de magnitud y con los valores puntuales
de cada estación pluviométrica cercana su
valor adoptado. Respecto al valor de CE, se
seleccionó tomando en cuenta la magnitud
de la PMA, la cual indirectamente define la
vegetación y el clima de la región; además, se
consideró la orografía general de la cuenca y

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
Cuadro 2. Relación de embalses del DUSE original de Zhide Zhou.
Número de embalse
Baja concentración (+)
(< 1 kg/m 3 )
Concentración media (◦)
(1 a 10 kg/m 3 )
Alta concentración (●)
(> 10 kg/m 3 )
1 Meishan Aswan Elephant Butte
2 Dongjiang Mead Boulder
3 Xin’anjiang Dahuofang Hongshan
4 Fengman Gangnan Guanting
5 Shangyoujiang Danjiangkou Fenhe
6 Bailianhe Fengjiashan Ximalin
7 Zhaxi Liujiaxia Honglingjin
8 Huanglongtan Mangla Xingiao
9 Shuikou Tarbela Bajiazui
10 Huantankou Three Gorges Heisonglin
11 Wuqiangxi Rosieres Zhiyu
12 Fuchunjiang Low Aswan Hengshan
13 Rock Creek Lago Loiza Zhangjian
14 Gongzui Bikou Shimen
15 Amaluca Xiaolangdi
16 Warsak Sanmenxia
17 Yanguoxia Zhenziliang
18 Qingtongxia
169
su magnitud. En este proceso se tomaron en
cuenta los resultados obtenidos por Campos-
Aranda (2009a).
La estimación del VSMA se tiene en la
columna 7 del cuadro 1; las estimaciones
asociadas con el VEMA se presentan en las
columnas 8 y 9. Finalmente, en las dos últimas
columnas del cuadro 1 se tienen los valores
estimados para los cocientes adimensionales Y
y F.
Análisis de los resultados
Antes de proceder a la interpretación de los
resultados en el DUSE, conviene aclarar que
el programa de levantamientos batimétricos
de la Subdirección Regional Noreste de la
SARH, únicamente se desarrolló durante su
primera etapa, la cual abarcó embalses con
características similares en su sedimentación
ocurrida u observada. La segunda y tercera
etapas, que se orientaban a embalses pequeños
con azolvamiento extremo y a gran-
des embalses, respectivamente, no se realizaron.
En la figura 3 se muestran los 35 puntos
que corresponden a los embalses del cuadro
1. Se observa que las presas El Niágara (1),
Tayahua (28) y Santos Bañuelos (32), se ubican
en ríos con baja concentración de sedimentos;
por el contrario, Abelardo L. Rodríguez (2), El
Cedazo (8) y Alto de Norias (10), se aproximan
a corrientes de alto transporte de sedimentos.
El resto de los embalses forman un grupo
que se localiza en ríos de concentración
media, pudiéndose distinguir, de manera
aproximada, dos subgrupos: el primero formado
por las presas 4, 6, 7, 11, 13, 23, 24, 27,
30, 31 y 34; y el segundo, por los embalses 3,
5, 9, 12, 14, 15, 16, 17, 18, 19, 20, 22, 25, 26, 29,
33 y 35.
Este segundo subgrupo presenta gran
similitud de valores del VSMA (Mm 3 /año),
cuyas medidas de tendencia central, según
el modelo Gamma (Campos-Aranda, 2005),
son: media aritmética igual a 0.0532, mediana
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Tecnología y Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
10 000
5 000
2 000
21
1 000
32
28
34
11
4
170
Cociente adimensional Ψ
500
200
100
50
I
1
31
6
23
27
29
8
13
3 12
20
33
35
9
7
24
30
26
25 16
22
14
2
5
17
18 15
19
10
20
10
II
III
5
2
1
0.01 0.02 0.05 0.1 0.2 0.5 1 2 5 10
poblacional de 0.0430 y 0.0722 como valor
con probabilidad de no excedencia del 75%.
Los valores (Mm 3 /año) de los parámetros
estadísticos anteriores, para las 35 batimetrías
procesadas son, respectivamente: 0.0490,
0.0356 y 0.0675. Recientemente, las magnitudes
Cociente adimensional Φ
Figura 3. Resultados de las 35 batimetrías en el DUSE.
del VSMA que no son excedidas en 3, 4 o 5
años, es decir las que tienen probabilidades
de no excedencia del 66.7, 75 y 80%, han sido
sugeridas como parámetros de diseño, en
lugar de la media aritmética (Campos-Aranda,
2009b).

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
Es importante observar que el DUSE
permite identificar rectas con pendiente
similar a las que definió Zhide Zhou en
embalses localizados en una zona geográfica
o región definida, por ejemplo, el estado de
Aguascalientes, con las presas 3, 4, 5, 6 y 7,
indicadas con doble círculo en la figura 3,
definen una recta cuya expresión es:
= 312.617
1.0237
(2)
siendo su coeficiente de determinación de
0.9465. Esta recta se muestra punteada en la
figura 3.
Un aspecto importante en relación con las
estimaciones del cuadro 1 es la aproximación
que está implícita en el VEMA, lo cual se
verá reflejado en la ubicación del embalse en
las abscisas. Para mejorar tal estimación, se
recomienda utilizar y procesar la información
disponible sobre la operación de la presa, lo
cual conducirá a una ubicación más precisa
y probablemente a una mejor caracterización
regional del cociente Y para diseño de la
capacidad de azolves en un embalse, cuando se
conoce su valor de F.
Conclusiones
Con base en los resultados obtenidos, se
considera que el Diagrama Universal de
Sedimentación en Embalses (DUSE) de Zhide
Zhou (1993) constituye una herramienta útil
para presentar los resultados de las batimetrías
practicadas en todo tipo de embalses.
Se considera factible poder regionalizar los
resultados, para utilizarlos en el dimensionamiento
de la capacidad para azolves de las
presas bajo diseño que se ubiquen dentro de
tal región, mediante una recta paralela a las del
DUSE.
En estudios de gran visión y/o proyectos
preliminares se puede utilizar un valor de
0.0675 Mm 3 /año, como volumen probable
de acumulación por sedimentos (VSMA), en
presas pequeñas de la región noreste de México.
Referencias
Recibido: 16/12/10
Aceptado: 09/02/12
BRUK, S. Chapter 3: Field measurements. Methods of
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Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012
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172

Campos-Aranda, Resultados de 35 batimetrías de la región centro-noreste de México, según el Diagrama Universal de Sedimentación...
Abstract
CAMPOS-ARANDA, D.F. Results for 35 bathymetries in the Northeastern-Central region
of Mexico, according to the Universal Reservoir Sedimentation Diagram by Zhide Zhou.
Water Technology and Sciences (in Spanish). Vol. III, No. 3, July-September, 2012, pp.
163-173.
This work first describes several concepts associated with reservoirs and their sedimentation.
It then discusses in detail the “Universal Reservoir Sedimentation Diagram (URSD)
proposed by Zhide Zhou in 1993. This diagram enables the representation of sedimentation
occurring in any dam or reservoir in terms of two of the most important parameters:
total storage capacity and mean annual runoff. The numerical results of 35 bathymetries
conducted in small and medium dams in the central and northeastern regions of Mexico
were diagrammed using the URSD and their location were interpreted. It is concluded
that the URSD is a useful tool that enables the regional characterization of sedimentation
occurring in reservoirs.
Keywords: dams, reservoirs, sediments, mean annual runoff, total capacity.
173
Dirección institucional del autor
Dr. Daniel Francisco Campos Aranda
Profesor jubilado de la Universidad Autónoma de
San Luis Potosí
Genaro Codina 240, Colonia Jardines del Estadio
78280 San Luis Potosí, San Luis Potosí, México
Teléfono: +52 (444) 8151 431
campos_aranda@hotmail.com
Tecnología y
Ciencias del Agua, vol. III, núm. 3, julio-septiembre de 2012

Cauce del río Moctezuma, aguas abajo de la presa Zimapá≠n, en el estado de Querétaro,
México.
Foto: Eduardo Arellano Franco.

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Lago Pukaki, Nueva Zelanda.
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Resumen
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Libros
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en mayúsculas/minúsculas y cursivas. Responsabilidades
relacionadas con el trabajo editorial como traducción
y edición. Edición (a partir de la segunda edición).
Publicación (ciudad, casa editorial y año).

Ejemplo:
LEVI, E. Tratado elemental de hidráulica. Segunda edición.
Jiutepec, México: Instituto Mexicano de Tecnología del
Agua, 1996, 303 pp.
Cuando son dos o más autores:
GARCÍA R., E., GONZÁLEZ, R., MARTÍNEZ, P.,
ATHALA, J. y PAZ-SOLDÁN, G.A. Guía de aplicación de los
métodos de cálculo de caudales de reserva ecológicos en México.
Colección Manuales. México: Convenio SGP-IMTA, 1999,
190 pp.
No deberán traducirse los títulos de obras o artículos. En el
caso de que exista versión en español, se indicará al final de
la referencia original después de un punto.
Revistas
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del artículo en redondas, mayúsculas y minúsculas.
Responsabilidades relacionadas con el trabajo editorial
como traducción y edición. Publicación en mayúsculas/
minúsculas y cursivas. Edición (volumen, número, año,
páginas).
Ejemplo:
DÖLING, O.R. y VARAS, E. Operación de sistemas de
recursos de agua multipropósito usando un modelo de
simulación de procesos. Ingeniería hidráulica en México. Vol.
XV, núm. 2, mayo-agosto de 2000, pp. 5-18.
Documentos electrónicos
Apellido del autor e iniciales en mayúsculas. Título
en mayúsculas/minúsculas y cursivas. Tipo de medio
entre corchetes. Responsabilidades relacionadas con el
trabajo editorial como traducción y edición (opcional).
Edición. Ciudad de publicación. Casa editorial. Fecha de
la publicación. Fecha de la última revisión o actualización.
Fecha en que se hizo la búsqueda entre corchetes. Serie
(opcional). Notas (opcional). Disponibilidad y acceso.
Dirección electrónica.
Ejemplo:
CARROLL, L. Alice’s adventures in Wonderland [en línea].
Textinfo ed. 2.1. Dortmund, Alemania. WindSpiel,
noviembre de 1994 [citado el 10 de febrero de 1995].
Disponible para World Wide Web: http://www.germany.
eu.net/books/carroll/alice.html.
Idioma
Español o inglés.
Separación de números y uso de punto decimal
En Tecnología y Ciencias del Agua se marcará la división
entre millares con un espacio en blanco; mientras que para
separar los números enteros de sus fracciones, cuando las
haya, se usará el punto.
Al respecto, se retoma lo que indica el Diccionario
panhispánico de dudas, editado por la Real Academia
Española y la Asociación de Academias de la Lengua
Española, en 2005, sobre las expresiones numéricas: “se
acepta el uso anglosajón del punto, normal en algunos
países hispanoamericanos…: p = 3.1416.”.
Envío del artículo
Entrar a la dirección http://69.73.175.61:8084/SGRIHM,
seleccionar “Registrar nuevo autor” e incorporar los
datos que se solicitan. Se debe llevar a cabo este mismo
procedimiento para dar de alta a cada uno de los autores
del manuscrito. Cuando el autor esté completando sus
datos, deberá decidir nombre de usuario y contraseña.
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Pulpo, otoño de 2010.

Pulpo, otoño de 2010.